NUEVAS ALTERNATIVAS PARA LA SIMPLIFICACIÓN Y

MEJORA DE LA METODOLOGÍA DE ANÁLISIS DE

METALES PESADOS EN MUESTRAS AMBIENTALES.

Tesis Doctoral

Juan José Pinto Ganfornina

Cádiz, 2008

 

D. Manuel García Vargas, Catedrático del Departamento de Química Analítica de la

Universidad de Cádiz y D. Carlos Moreno Aguilar, Profesor Titular del Departamento

de Química Analítica de la Universidad de Cádiz

CERTIFICAN:

Que los trabajos realizados por el Licenciado en Ciencias Químicas D. Juan

José Pinto Ganfornina y recogidos bajo el título “Nuevas alternativas para la

simplificación y mejora de la metodología de análisis de metales pesados en muestras

ambientales” han sido realizados íntegramente en los laboratorios del Departamento de

Química Analítica de esta Universidad bajo nuestra dirección, consituyendo la memoria

necesaria para optar al Grado de Doctor en Ciencias Químicas.

Y para que así conste, firmamos la presente certificación en Puerto Real a catorce de

abril de 2008.

Fdo.: Manuel García Vargas Fdo.: Carlos Moreno Aguilar

 

D. Manuel García Vargas, Catedrático y Director del Departamento de Química

Analítica de la Universidad de Cádiz

CERTIFICA:

Que el presente trabajo, realizado íntegramente en los laboratorios de este

Departamento bajo la dirección conjunta de los Profesores D. Manuel García Vargas y

D. Carlos Moreno Aguilar, reúne las condiciones exigidas para optar al Grado de

Doctor en Ciencias Químicas.

Y para que así conste, expido y firmo el presente certificado, en Puerto Real a

catorce de abril de 2008.

Fdo.: Manuel García Vargas

 

Parte de los trabajos descritos en la presente memoria se encuentran recogidos

en las siguientes publicaciones y comunicaciones a congresos:

Publicaciones:

Pinto, J.J.; Moreno, C. and García-Vargas, M. (2004). A very sensitive flow system for

the direct determination of copper in natural waters based on spectrophotometric

detection. Talanta 64 (2), 562-565.

Juan J. Pinto, Carlos Moreno and Manuel García-Vargas. (2002). A simple and very

sensitive spectrophotometric method for the direct determination of copper ions.

Analytical and Bioanalytical Chemistry 373, 844-848.

Juan J. Pinto, Carlos Moreno and Manuel García-Vargas. A BLM-FI coupled system for

the preconcentration and determination of vanadium in natural waters. (En

preparación)

Juan J. Pinto, Carlos Moreno and Manuel García-Vargas. Development and validation

of a spectrophotometric method for determination of zinc in natural waters. (En

preparación)

Congresos:

A BLM-FI coupled system for the preconcentration and determination of vanadium in

natural waters. Juan J. Pinto, Carlos Moreno y Manuel García-Vargas. IX International

Symposium on analytical methodology in the environmental field (IX ISAMEF),

Mallorca, 1-5 de octubre de 2007.

 

La espectrofotometría como herramienta de trabajo en análisis de ultratrazas.

Determinación directa de cinc en aguas naturales. J. J. Pinto Ganfornina, C. Moreno y

M. García Vargas. X Reunión del Grupo Regional Andaluz de la Sociedad Española de

Química Analítica, Cádiz, 8-9 de junio de 2006.

A flow system for the monitoring of copper in natural waters based on

spectrophotometric detection. Juan Pinto, Carlos Moreno, Dolores Galindo-Riaño,

Manuel García-Vargas. XXXIII Colloquium Spectroscopicum Internationale, Granada,

7-12 de septiembre de 2003.

Determination of copper in natural water based on a liquid membrane preconcentration

system. Carlos Moreno, Juan J. Pinto, Dolores Galindo, Manuel García-Vargas. Solvent

Extraction for the 21st century, Barcelona, 11-16 de julio de 1999.

 

Desde estas líneas quisiera expresar mi más sincero agradecimiento a todas

aquellas personas, familia, amigos y compañeros, que de un modo u otro han mostrado

su interés, cariño, apoyo y en muchas ocasiones paciencia, durante estos años de

trabajo. Gracias a todos ellos por contribuir a que esta tesis llegue a buen fin.

En primer lugar, a D. Manuel García Vargas, Director de esta Tesis, por

depositar su confianza en mí desde que me incorporé al Departamento de Química

Analítica de la Universidad de Cádiz. Sus constantes muestras de apoyo a lo largo de

estos años y sus inestimables consejos han contribuido no sólo a terminar este trabajo,

sino también a formarme como docente.

También quisiera mostrar mi gratitud y más sincero cariño a D. Carlos Moreno

Aguilar, Director de esta Tesis, por estar siempre ahí en todo momento, resolviendo

dudas, quejas y cualquier tipo de problemas que han surgido durante el desarrollo de

este trabajo. Para mí no sólo ha sido el mejor Director de Tesis que he podido tener,

sino que me ha demostrado en todo momento que es un amigo con el que siempre podré

contar.

A Dª. María Dolores Galindo Riaño y Dª. María del Pilar Martínez Martínez,

con quienes comencé mi formación como investigador y que han seguido de cerca el

desarrollo de la presente tesis, quisiera agradecerles sus muestras de apoyo y su

disposición para resolver cualquier duda que les haya podido plantear.

A D. Manuel Pedro Mánuel Vez, que ha mostrado siempre su interés por el

desarrollo de este trabajo, quiero agradecerle sus constantes muestras de apoyo y cariño.

A D. Juan Fernández Verdugo, quien ha vivido de primera mano cada uno de los

logros y satisfacciones de mi vida tanto personal como profesional, quisiera agradecerle

todos sus consejos y muestras de apoyo incondicional a lo largo de todos estos años.

 

A D. Manuel Mora Garcés y D. Miguel Milla González, que siempre se han

interesado por el desarrollo de este trabajo, mostrándome en todo momento su cariño y

afecto, quisiera expresarles mi más sincera gratitud.

A mis amigos Antonio, Jose, Carolina, Beni, Gemma, Juanjo, Mariló, Mostapha

y Jose, algunos de los cuales ya han emprendido otros caminos y con quienes he

compartido los mejores y peores momentos de estos años, quiero agradecerles no sólo

sus constantes muestras de apoyo y afecto sino también su contribución para mantener

en todo momento un clima agradable de trabajo.

A todos mis compañeros del grupo de Investigación Geoquímica Marina,

Estrella, Auxi, Maripaz, Félix, Abdellah, Cristina, Marga, María José y Clara, con los

que he compartido parte de mi trabajo, les agradezco toda la ayuda que me han prestado

así como los buenos momentos que he pasado en su compañía.

A todos mis compañeros del Departamento de Química Analítica, quiero

agradecerles su interés y muestras de apoyo a lo largo de estos años.

A mis hermanos Miguel Angel, Luz María y Sergio, y a mi primo Juan Manuel,

hacia los que no tengo suficientes palabras de agradecimiento. De tanto escucharme,

vosotros conocéis este trabajo tan bien como yo.

A mis padres, que siempre han estado ahí mostrándome su apoyo incondicional

en todas las decisiones que he tomado a lo largo de mi vida. Por darme siempre ánimos

y enseñarme a luchar por lo que quiero. Gracias.

A Mari Carmen, mi esposa, por estar siempre ahí, dispuesta a escucharme

durante horas hablar del FIA, del Símplex, de los problemas o de las alegrías de cada

día de trabajo. Gracias por ser como eres, sin tí nunca podría haber terminado esta Tesis.

 

A mis padres

 

A Mari Carmen

A Sergio

 

ÍNDICE

Pág.

OBJETIVOS DE LA TESIS

CAPÍTULO 1. INTRODUCCIÓN

1. INTRODUCCIÓN

2. LOS METALES PESADOS

2.1. Cobre

2.2. Cinc

2.3. Vanadio

3. DETERMINACIÓN DE METALES

3.1. Métodos de análisis de cobre en aguas naturales

3.1.1. Complejos orgánicos coloreados de cobre

3.1.2. Otros Métodos

3.2. Métodos de análisis de cinc en aguas naturales

3.2.1. Complejos orgánicos coloreados de cinc

3.2.2. Otros Métodos

3.3. Métodos de análisis de vanadio en aguas naturales

3.3.1. Complejos orgánicos coloreados de vanadio

3.3.2. Otros Métodos

4. SEPARACIÓN DE METALES. MEMBRANAS LÍQUIDAS

4.1. Sistemas de membrana líquida

4.1.1. Tipos de membranas líquidas

4.1.2. Variables que determinan el transporte

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CAPÍTULO 2. DESARROLLO, OPTIMIZACIÓN Y VALIDACIÓN

DE NUEVOS MÉTODOS ANALÍTICOS DE ALTA SENSIBILIDAD

PARA LA DETERMINACIÓN DE METALES (Cu, Zn, V) EN

AGUAS NATURALES BASADOS EN COMPLEJOS ORGÁNICOS

1. INTRODUCCIÓN

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

2.1. Ensayos Preliminares

2.2. Optimización de las condiciones de formación de los complejos

2.3. Validación del método

2.4. Aplicación a muestras reales

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. Nueva metodología analítica para determinación de cobre en aguas

naturales

3.1.1. Ensayos Preliminares

3.1.2. Optimización de las condiciones de formación del

complejo

3.1.3. Validación del método

3.1.4. Aplicación a muestras reales

3.2. Determinación de trazas de cinc mediante la formación de un

quelato coloreado

3.2.1. Ensayos Preliminares

3.2.2. Optimización de las condiciones de formación del

complejo

3.2.3. Validación del método

3.2.4. Aplicación a muestras reales

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144

3.3. Método simple y efectivo para la determinación de vanadio en

aguas naturales

3.3.1. Ensayos Preliminares

3.3.2. Optimización de las condiciones de formación de los

complejos metálicos

3.3.3. Validación del método

3.3.4. Aplicación a muestras reales

3.4. Determinación simultánea de formas químicas de vanadio:

Especiación de V(IV) y V(V)

3.4.1. Aditividad de las absorbancias de complejos de vanadio

3.4.2. Análisis de mezclas sintéticas

3.4.3. Estabilidad de los complejos

3.4.4. Verificación del método de especiación

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CAPÍTULO 3. MONITORIZACIÓN DE VANADIO EN

ECOSISTEMAS ACUÁTICOS MEDIANTE EL ACOPLAMIENTO

DE SISTEMAS DE FLUJO Y TÉCNICAS DE MEMBRANAS

LÍQUIDAS

1. INTRODUCCIÓN

1.1. Sistemas de Análisis de Vanadio por Inyección en Flujo (FIA)

1.2. Sistemas de Preconcentración: Membranas Líquidas

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

2.1. Método Automatizado para el Análisis de Vanadio en Continuo

(FIA)

2.2. Determinación de Trazas de Vanadio en Aguas Naturales mediante

Preconcentración con Membranas Líquidas

2.1.1. Ensayos Preliminares

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190

2.1.2. Oxidabilidad del vanadio

2.1.3. Optimización del sistema de membrana líquida

2.1.4. Aplicación a muestras reales

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. Método Automatizado para el Análisis de Vanadio en

Continuo (FIA)

3.1.1. Ensayos Preliminares

3.1.2. Pre-optimización Univariante

3.1.3. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex

Modificado

3.2. Determinación de Trazas de Vanadio en Aguas Naturales

mediante Preconcentración con Membranas Líquidas

3.2.1. Ensayos Preliminares

3.2.2. Oxidabilidad del vanadio

3.2.3. Optimización del sistema de membrana líquida

3.2.4. Aplicación a muestras reales

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CAPÍTULO 4. NUEVOS SISTEMAS QUÍMICOS PARA LA

PRECONCENTRACIÓN DE TRAZAS DE COBRE EN MUESTRAS

ACUOSAS. IMPLEMENTACIÓN AL ANÁLISIS ON-LINE

1. INTRODUCCIÓN

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

2.1. Método de Determinación en Continuo

2.2. Método de Determinación por Preconcentración

2.3. Método de Preconcentración por Técnicas Extractivas Mediante el

uso de 1,2-CHBBH

2.3.1. Ensayos Preliminares

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244

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2.3.2. Extracción de cobre

2.3.3. Reextracción de cobre

2.3.4. Aplicación

2.3.5. Utilización de 1,2-CHBBH como transportador de cobre

en sistemas de membranas líquidas

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. Método de Determinación en Continuo

3.1.1. Optimización Univariante

3.1.2. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex

Modificado

3.1.3. Validación del método

3.1.4. Aplicación

3.2. Método de Determinación por Preconcentración

3.2.1. Estudios Preliminares

3.2.2. Optimización Univariante

3.2.3. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex

Modificado

3.2.4. Validación del método

3.2.5. Sistema de Membrana Líquida de Volumen

3.3. Método de Preconcentración por Técnicas Extractivas mediante el

uso de 1,2-CHBBH

3.3.1. Ensayos Preliminares

3.3.2. Extracción de cobre

3.3.3. Reextracción de cobre

3.3.4. Aplicación

3.3.5. Utilización de 1,2-CHBBH como transportador de cobre

en sistemas de membranas líquidas

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299

CONCLUSIONES 305

ANEXOS 311

OBJETIVOS DE LA TESIS

I

OBJETIVOS E INTERÉS DE LA TESIS

En las últimas décadas ha aumentado notablemente el interés por la

conservación del medioambiente desde todos los estratos de la sociedad: gobiernos,

organizaciones internacionales, etc. Esto ha conllevado que se establezcan criterios que

permiten evaluar la calidad de un determinado ecosistema. En este sentido, se han

dictado numerosas normativas en las que se recogen no sólo los contenidos máximos

tolerables de un gran número de sustancias, a partir de los cuales pueden considerarse

tóxicas para un determinado ecosistema, sino también las técnicas de análisis que deben

emplearse.

Actualmente, la mayoría de los países disponen de una legislación, cada vez más

restrictiva, en la que se establecen los criterios para considerar si un determinado

ecosistema se encuentra o no contaminado. Además, se establecen protocolos de

actuación en aquellos casos en los que se detecten posibles desastres ecológicos, como

por ejemplo, el cercano desastre minero de Aznalcóllar. Para que las medidas a adoptar

surtan efecto del modo más eficaz posible sería adecuado disponer en determinados

casos de metodologías analíticas que fueran sencillas, rápidas y fiables. En

determinadas ocasiones sucede lo contrario, es necesario recurrir al empleo de

instrumentación compleja y costosa, la cual es difícilmente transportable hasta el propio

lugar de muestreo. Por tanto, sería adecuado disponer de metodologías alternativas en

las que fuera posible emplear instrumentos portátiles, que se pudieran transportar hasta

el propio lugar de muestreo, para obtener respuestas más rápidas, pero sin renunciar a

los niveles de selectividad y sensibilidad requeridos.

En el estudio que se presenta a continuación nos hemos centrado en el análisis

de muestras acuosas naturales y, más concretamente, en los metales traza, tratando de

alcanzar los siguientes objetivos:

1º. Desarrollar métodos analíticos sencillos, rápidos y fiables para la

determinación de los contenidos de cobre, cinc y vanadio en muestras acuosas

naturales. En este sentido, se ha seleccionado como técnica analítica la

II

espectrofotometría UV/visible debido a su sencillez, robustez y fácil

disponibilidad de instrumentación portátil.

2º. Diseñar estrategias de automatización de los métodos espectrofotométricos

desarrollados mediante el Análisis por Inyección en Flujo (FIA), con el

propósito de:

a. Reducir el consumo tanto de muestras como de reactivos.

b. Evitar posible contaminación de las muestras como consecuencia de

su manipulación durante su transporte y conservación.

c. Aumentar el número de muestras analizadas, lo que permitirá

disponer de mayor cantidad de información en menos tiempo.

d. Poder utilizar estos métodos como sistemas de cuantificación

analítica en análisis de campo automático (análisis on-line).

3º. Diseñar y desarrollar sistemas de preconcentración para los elementos en

estudio, en particular, para muestras salinas, en las que sus concentraciones

ambientales suelen ser bajas, mediante sistemas de membrana líquida de

volumen (MLV), al objeto de poder conseguir niveles de sensibilidad similares a

los proporcionados por técnicas instrumentales más complejas y costosas.

4º. Acoplar de modo simple y eficaz los sistemas de preconcentración de los

metales estudiados a los sistemas FIA que se han desarrollado previamente, con

objeto de aumentar la sensibilidad de las determinaciones cuantitativas.

5º. Elaborar un nuevo método de extracción líquido-líquido para cobre en

muestras salinas empleando un reactivo sintetizado por el grupo, el 1,2-

ciclohexanodiona bis-benzoílhidrazona (1,2-CHBBH), y verificar su posible

utilidad como agente transportador de cobre en agua salina con un sistema de

membrana líquida de volumen.

III

6º. Buscar nuevas alternativas a los sistemas de preconcentración de cobre en

aguas salinas mediante MLV existentes. En este sentido, mediante el uso de

nuevos reactivos y diseños, alcanzar mejoras tales como:

a. Reducir el tiempo de preconcentración necesario.

b. Emplear una técnica simple para su determinación, como la

espectrofotometría UV/visible.

c. Utilizar otros agentes transportadores alternativos, como 1,2-

CHBBH.

CAPÍTULO 1. INTRODUCCIÓN

1. INTRODUCCIÓN

2. LOS METALES PESADOS ESTUDIADOS

2.1. Cobre

2.2. Cinc

2.3. Vanadio

3. DETERMINACIÓN DE METALES

3.1. Métodos de análisis de cobre en aguas naturales

3.1.1. Complejos orgánicos coloreados de cobre

3.1.2. Otros Métodos

3.2. Métodos de análisis de cinc en aguas naturales

3.2.1. Complejos orgánicos coloreados de cinc

3.2.2. Otros Métodos

3.3. Métodos de análisis de vanadio en aguas naturales

3.3.1. Complejos orgánicos coloreados de vanadio

3.3.2. Otros Métodos

4. SEPARACIÓN DE METALES. MEMBRANAS LÍQUIDAS

4.1. Sistemas de membranas líquidas

4.1.1. Tipos de membranas líquidas

4.1.2. Variables que determinan el transporte

Introducción

3

1. INTRODUCCIÓN

El creciente interés despertado por el estudio de metales pesados en muestras

medioambientales en las últimas décadas puede entenderse, por una parte, teniendo en

cuenta la alta toxicidad que presentan muchos de ellos, y por otra, su elevada

persistencia, pudiendo sintetizarse en la idea expresada por Nriagu y Paycna, en la que

declaraban que “el considerable aumento de la circulación de metales tóxicos a través

del suelo, agua y aire, se ha convertido en un asunto medioambiental que entraña

riesgos desconocidos para las generaciones venideras”1.

Aunque, en muchos casos, la presencia de metales pesados en el medioambiente

tiene un origen natural, su exceso suele venir relacionado fundamentalmente con el

aumento de los residuos generados por las distintas actividades desarrolladas por el

hombre. Así, las aguas residuales urbanas, industriales, agrícolas, etc., contienen

grandes cantidades de metales pesados en comparación con sus niveles naturales.

1 Nriagu, J.O.; Paycna, J.M. Quantitative assessment of worldwide contamination of air, water and soils by trace metals. Nature, 333, 134, 1988.

CAPÍTULO 1

4

Cuando éstas llegan hasta el mar arrastradas por los ríos, los metales pesados pueden

incorporarse a la cadena trófica a través de los distintos microorganismos presentes en

el ecosistema pudiendo llegar hasta el hombre y provocar efectos perjudiciales en la

salud e incluso la muerte. En este sentido, en la tabla 1 se muestran distintos episodios

de envenenamiento por metales que llegaron a provocar mortalidad de seres humanos.

Tabla 1. Ejemplos de algunos episodios de envenenamiento por metales2.

Metal Forma

química Lugar Población afectada

Fuente de

contaminación Año

Hg Metil-Hg Bahía de Minamata

(Japón) Pescadores y familias Efluente industrial 1953

Hg Metil-Hg Niigata (Japón) Pescadores y familias Efluente industrial 1964-65

Hg Fungicida Irak Granjeros y familias Semillas de trigo 1972

Cd Cd Toyama (Japón) General Mina de cinc 1947

Pb PbCrO4 Hong Kong Soldados británicos Especia (curry) 1969

Cu CuSO4 Scheveningen

(Holanda) Peces Cristales de CuSO4 1972

Cr Cr (III) y

Cr (VI) Hokkaido (Japón) Trabajadores Inhalación de gases 1960

Por tanto, el análisis de metales pesados en el agua de mar resulta de gran interés

en los campos de la química, geología, biología, toxicología, ecología, física, medio

ambiente, etc., así como para las autoridades y en muchos sectores productivos. Aunque

existen gran cantidad de alternativas analíticas para la práctica totalidad de los

elementos, en la mayoría de los casos los análisis suelen ser complejos y de elevado

coste económico. Esto es debido a la complejidad que presenta la matriz de la muestra y

a las bajas concentraciones en las que suelen estar presentes estos metales. Esta

situación es especialmente significativa en el caso de muestras marinas. Así, por

ejemplo, en aguas oceánicas las concentraciones que habitualmente se encuentran para

algunos metales de interés son las siguientes: Al (0,1 – 1 µg·L-1), Fe (5 – 140 ng·L-1), Cu

2 Förstner, U.; Wittmann, G.T.W. Metal Pollution in the Aquatic Environment, Ed. Springer-Verlag, Berlín. 1979.

Introducción

5

(0,03–0,38 µg·L-1), Pb (1,04 – 36,26 ng·L-1), Cd (0,11 – 124 ng·L-1), V (1 – 1,8 µg·L-1) y

Zn (3,27 – 588 ng·L-1)3. En el caso de las aguas costeras y de los estuarios las

concentraciones pueden ser muy variables, aunque algo mayores que las anteriores. Por

ejemplo, el Cu puede variar entre 0,2 – 100 µg·L-1, el Cd entre 1 – 100 ng·L-1, el Zn

puede alcanzar valores superiores a 100 µg·L-1, etc.4

De lo mencionado hasta aquí resulta evidente que para poder determinar niveles

de concentración tan bajos ha sido necesario desarrollar métodos analíticos con elevada

sensibilidad. Este hecho está íntimamente relacionado con la complejidad del método

analítico que se ha de utilizar ya que, habitualmente, cuanto mayor sea la sensibilidad

requerida para llevar a cabo el análisis más complejo llega a ser éste. En este sentido, las

técnicas espectroscópicas analíticas que más se han utilizado han sido la espectroscopía

de absorción atómica con atomización electrotérmica (GFAAS) y, en estos últimos

años, la espectrometría de masas con plasma acoplado inductivamente (ICP-MS). En la

primera, antes de analizar las muestras, es necesario realizar protocolos de

preconcentración muchas veces basados en la extracción con ditiocarbamato y,

habitualmente, el empleo de la adición de estándar5. En el caso de la segunda, el

principal inconveniente que presenta es la baja tolerancia de la interfase Plasma-Masas a

altos contenidos de sólidos disueltos, por lo que las muestras deben ser diluídas6 o

sometidas a un proceso de separación, por ejemplo, cambio iónico7, antes de su

introducción. También se han empleado técnicas electroquímicas, las cuales, si bien

pueden tener suficiente sensibilidad para ser aplicadas a las aguas marinas directamente

para determinar metales pesados, presentan el inconveniente de que los métodos

desarrollados sólo son aplicables a unos pocos metales, como Cu, Zn, Cd, Pb, etc.

Aunque son numerosas y bien conocidas las ventajas de estas técnicas analíticas

avanzadas, también presentan algunos inconvenientes, como los ya mencionados, que

3 Millero, F. Chemical Oceanography, CRC Press, Boca Ratón, 1996. 4 Kennish, M.J., Practical Handbook of Estuarine and Marine Pollution, CRC Press, Boca Ratón, 1997. 5 Bruland, K.W.; Cole, K.H.; Mart., L. Analysis of seawater for dissolved cadmium, copper and lead: an intercomparison of voltammetric and atomic absorption methods. Mar. Chem., 17, 285, 1985. 6 Louie, H.; Wu, M.; Di, P.; Snitch, P.; Chapple, G. Direct determination of trace elements in sea-water using reaction cell inductively coupled plasma mass spectrometry. J. Anal. At. Spectrom., 17, 587, 2002. 7 Hirata, S.; Ishida, Y.; Aihara, M.; Honda, K.; Shikino, O. Determination of trace metals in seawater by on-line column preconcentration inductively coupled plasma mass spectrometry. Anal. Chim. Acta, 438, 205, 2001.

CAPÍTULO 1

6

implican manipulación de las muestras y, por tanto, riesgo de posible contaminación de

éstas o pérdida de analitos. Por otro lado, otro factor importante a considerar es el

económico. Así, en los métodos espectroscópicos citados se necesita un elevado coste

de mantenimiento para garantizar su adecuado funcionamiento y, en el caso de ICP-MS,

una fuerte inversión para su adquisición. Esto contribuye a que no sean muy numerosos

los grupos de investigación que disponen de este tipo de instrumentación y, por tanto, se

desarrollen métodos analíticos alternativos que sean rápidos, sencillos y económicos.

Por otra parte, y dado que cada vez está siendo más habitual la necesidad de disponer de

metodologías que puedan emplearse en los análisis de las muestras in situ y on-line,

resulta bastante complicado que estas técnicas puedan emplearse. Es, en este momento,

cuando técnicas analíticas más sencillas como la espectroscopía UV/visible o la

espectrofluorometría adquieren un papel importante. En ambos casos se trata de técnicas

muy simples, con escaso coste de mantenimiento y cuya instrumentación puede

transportarse fácilmente hasta el propio lugar en el que se va a realizar la toma de

muestras. Esto supone una ventaja con respecto a los posibles riesgos de contaminación

que puedan producirse en las etapas de transporte y conservación de las mismas hasta

que llegan al laboratorio.

Evidentemente, estas técnicas presentan como principal desventaja que en

muchos casos no alcanzan los límites de detección requeridos. En estos casos, igual que

con otras técnicas espectroscópicas más sensibles, es necesario llevar a cabo un paso

previo de preconcentración para poder efectuar el análisis, siendo el cambio iónico y la

extracción líquido-líquido las técnicas que se utilizan mayoritariamente. No obstante,

este proceso implica una manipulación importante de la muestra, por lo que sería

adecuado disponer de alternativas que evitaran en lo posible dicha manipulación. Una

de las que mayor profusión está adquiriendo es la utilización de las membranas líquidas.

Éstas son, esencialmente, como veremos, una barrera líquida que separa dos

disoluciones inmiscibles con ella y a través de la cual se realiza un transporte de

especies químicas. Este transporte tiene lugar mediante la simultaneidad de los procesos

de extracción y reextracción. Es decir, nos encontramos ante un proceso cinético, en el

Introducción

7

cual, a diferencia de los procesos de extracción líquido-líquido, no llega a alcanzarse el

equilibrio entre las distintas especies que intervienen en el proceso8,9.

En el trabajo que aquí se presenta se han tratado de cumplir los requisitos

mencionados anteriormente, es decir, desarrollar metodologías analíticas sencillas,

económicas y con posibilidad de utilización en controles de campo y de campo

automático para el análisis de metales pesados en muestras acuosas. La elección de la

espectroscopía UV/visible como técnica de medida se ha basado en la sencillez,

robustez y facilidad de manejo que presenta, así como en la posibilidad de disponer de

instrumentos portátiles que pueden transportarse fácilmente hasta el lugar en el que se

encuentra la población objetivo.

Por otro lado, para aquellos casos en los que fuera necesaria la preconcentración

del metal, se han seleccionado las membranas líquidas de volumen, utilizando como

agentes extractantes reactivos orgánicos adecuados, en orden a una fácil automatización

del método y a una prevención de la contaminación del analito.

2. LOS METALES PESADOS ESTUDIADOS

El término metal pesado se ha venido utilizando en la literatura científica desde

hace unos setenta años para referirse a una serie de elementos metálicos con

determinadas características comunes. Actualmente, se reconocen como tales a aquellos

elementos metálicos que son potencialmente tóxicos para el medioambiente. No

obstante, a lo largo de este período han sido muchas las definiciones que se han

utilizado para su clasificación, como se recoge en el artículo publicado por Duffus10. En

éste, el autor concluye que “El término ‘metal pesado’ nunca se ha definido por

ninguna autoridad tal como la IUPAC.”, existiendo gran confusión debido al “número

tan amplio de definiciones aportadas por los distintos autores”.

8 Noble, R.D.; Way, J.D. Liquid Membranes. Theory and Applications. ACS Symposium Series 347, ACS, Washington, 1987. 9 Bartsch, R.A.; Way, J.D. Chemical Separations with Liquid Membranes. ACS Symposium Series 642, ACS, Washington, 1996. 10 Duffus, J.H. ‘Heavy Metals’- A Meaningless Term. Pure Appl. Chem., 74, 793, 2002.

CAPÍTULO 1

8

Además, la potencial toxicidad de un elemento metálico dado está más

relacionada con alguna de las formas químicas en las que pueda encontrarse que con el

conjunto de todas las formas químicas que conforman el propio metal como tal. Como

ejemplo podemos citar el caso del cromo, el cual presenta una toxicidad

aproximadamente cien veces superior cuando se encuentra formando compuestos en

estado de oxidación +6 que cuando lo hace en estado de oxidación +3.

Para efectuar los trabajos que forman la presente memoria, de entre los

diferentes elementos metálicos que pueden considerarse, se seleccionaron cobre, cinc y

vanadio. La elección de éstos se basó fundamentalmente en las características

biogénicas que presentan. En este sentido, tanto cobre como cinc se consideran

elementos esenciales, ya que son necesarios para el normal desarrollo y crecimiento del

hombre, animales y plantas. Por otro lado, aunque no se ha demostrado la esencialidad

del vanadio para el hombre, éste se encuentra entre los deseables, además se ha

demostrado que es un elemento esencial en las ascidias11. Así, a pesar de que estos

elementos pueden considerarse en sentido lato esenciales, son también elementos

tóxicos cuando sus concentraciones sobrepasan determinados valores umbrales que

afectan negativamente al desarrollo metabólico de los seres vivos.

A continuación se va a realizar una breve descripción de los elementos metálicos

que se han elegido para realizar el presente estudio.

2.1. Cobre. El cobre es el primer elemento del grupo once del Sistema Periódico. Sus

propiedades físicas y químicas tales como elevada conductividad térmica, alta

conductividad eléctrica, maleabilidad, baja corrosión, capacidad para formar aleaciones

y abundancia, lo convierten en uno de los metales más importantes. Es de color rojizo,

encontrándose tanto en suelos, rocas, aguas, sedimentos y aire como en todos los

animales y las plantas.

Su configuración electrónica externa es 3d104s1, siendo los estados de oxidación

habituales uno y dos. En disolución el estado de oxidación estable es dos y se encuentra

11 Furness, R.W.; Rainbow, P.S. Heavy Metals in the Marine Environment. CRC Press, Boca Raton, 1990.

Introducción

9

rodeado octaédricamente por seis moléculas de agua. La mayoría de los compuestos y

complejos que forma son azules o verdes y habitualmente solubles en agua.

En la corteza terrestre presenta una concentración media de 50 mg·kg-1, siendo

los minerales más importantes: calcocita (Cu2S), calcopirita (CuFeS2) y malaquita

(CuCO3·Cu(OH)2), aunque también aparece en otros minerales como cuprita (Cu2O),

azurita (2CuCO3·Cu(OH)2) y bornita (Cu5FeS4). En ríos y lagos su concentración media

se encuentra en torno a los 4 µg·L-1, mientras que en el agua de mar está en torno a 0,15

µg·L-1 y puede llegar a 200 ng·L-1 en el aire12.

En los organismos vivos, incluyendo el hombre, se considera un elemento

esencial, ya que participa en un gran número de procesos biológicos como el transporte

de oxígeno, actividades redox (transporte de electrones) y como cofactor de enzimas o

metaloenzimas11. Además, se encuentra normalmente en todos los tejidos del cuerpo

humano, en la sangre, la orina, las heces, el cabello y las uñas. También se encuentra de

manera natural en la dieta, tanto en los alimentos como en el agua, estimándose un

consumo medio de un miligramo de cobre al día. No obstante, una ingesta excesiva de

éste puede provocar efectos tóxicos en los organismos, ya que puede inhibir la actividad

enzimática y afectar al funcionamiento normal de células, tejidos y órganos11. En el

caso del hombre, los efectos adversos sobre la salud se manifiestan por daños en el

hígado y el riñón, anemia, inmunotoxicidad, etc., aunque los más habituales suelen ser

los trastornos gastrointestinales, que se manifiestan por vómitos, naúseas y dolor

abdominal poco después de ingerir bebidas con contenidos elevados de cobre. Además,

y dada la esencialidad de este elemento para el organismo, su deficiencia también puede

provocar algunas enfermedades como anemia, osteoporosis o niveles altos de

colesterol13. Por tanto, es necesario que se mantenga una concentración de cobre

prácticamente constante en el organismo para que no se produzcan efectos sobre la

salud. Por último, para determinar si un individuo se encuentra afectado por cobre no

sólo habrá que tener en cuenta factores como la dosis, la duración y el tiempo de

12 Eisler, R. Cap. 3. Copper en Handbook of chemical risk assessment. Health hazards to humans, plants and animals. Vol. 1. CRC Press, Boca Raton, 2000. 13 Departamento de Salud y Servicios Humanos de EE.UU. Agencia para sustancias tóxicas y el registro de enfermedades (ATSDR) en http://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/tp132.html

CAPÍTULO 1

10

exposición, sino también otros factores como el contacto con otros agentes químicos, la

edad, la dieta, el sexo, el estilo de vida o el estado de salud.

Como ya se ha mencionado, el cobre se encuentra en todos los compartimentos

ambientales de forma natural, por lo que su acumulación a través de la cadena

alimentaria debe provenir de su incorporación al medio por otras vías. Esta acumulación

se realiza por procesos naturales, como pueden ser las erupciones volcánicas, los

incendios forestales (no provocados), el polvo arrastrado por el aire, los restos de fauna

y vegetación o la espuma del mar, y por las actividades antropogénicas, entre las más

importantes se pueden citar: combustión de residuos y combustibles fósiles, aguas

residuales industriales y urbanas, residuos minería, producción de madera, producción

de fertilizantes, etc.14. Cuando el cobre o sus compuestos se emiten al aire, como sucede

con las plantas industriales que procesan el mineral de cobre, éste lo hace en forma de

partículas que pueden ser arrastradas varios kilómetros desde la fuente de emisión.

Posteriormente, estas partículas se depositarán en el suelo debido a la gravedad o a las

precipitaciones (lluvia o la nieve), o bien pueden llegar hasta el mar, donde se pueden

unir a las partículas suspendidas en el agua, depositándose finalmente en los

sedimentos. En el caso de las aguas residuales industriales o urbanas el proceso es

similar, ya que se acumula en los sedimentos de los ríos, lagos y estuarios. Una vez que

el cobre llega a los sedimentos, si se producen alteraciones en las características físico-

químicas del sistema, puede ocurrir que parte de éste se lixivie en el agua y sea

absorbido por los distintos microorganismos presentes en el sistema, o sea retenido en

forma particulada en el sistema de filtración de los organismos bénticos.

Posteriormente, comienza su incorporación a la cadena trófica hasta poder llegar al

hombre.

2.2. Cinc. El cinc es el primer elemento del grupo doce del Sistema Periódico y, a

diferencia del cobre, no se encuentra libre en la naturaleza debido a su elevada

reactividad. El metal es de color blanco azulado, encontrándose en suelos, agua, aire, y

en la mayoría de los alimentos.

14 Wright, D.A. Environmental Toxicology. Cambridge University Press, New York, pp 301-304, 2001.

Introducción

11

Su configuración electrónica externa es 3d104s2, por lo que sus estados de

oxidación más habituales son 0 y +2. En disolución acuosa el catión puede estar

rodeado por cuatro o seis moléculas de agua. Forma una gran cantidad de compuestos

estables, entre los que destacan los cloruros, los óxidos y los sulfatos. Su

comportamiento anfótero le permite mostrar una fuerte tendencia a reaccionar tanto con

compuestos ácidos como básicos.

Es uno de los elementos más comunes en la corteza terrestre, con una

concentración media de 60 mg·kg-1. Se conocen más de 50 minerales distintos, pero los

más importantes son: esfalerita (ZnS), smithsonita (ZnCO3) y hemimorfita

(Zn4Si2O7(OH)2·H2O). En aguas naturales (ríos y lagos) su concentración oscila entre

0,86 y 200 µg·L-1 y entre 0,01 y 0,62 µg·L-1 para agua de mar, mientras que oscila entre

0,1 y 1,7 µg·L-1 en partículas aéreas15.

Igual que el cobre, se considera un elemento esencial, ya que participa en un gran

número de enzimas presentes en el organismo, encontrándose en todos los tejidos y

fluídos biológicos. También se encuentra de manera natural en la dieta, tanto en

alimentos como el agua, estimándose un consumo medio de unos 5 mg de cinc al día

para mantener su concentración en los niveles apropiados en el cuerpo humano. No

obstante, una ingesta excesiva puede provocar efectos adversos sobre la salud que

pueden manifestarse por una gran variedad de síntomas, entre los que pueden citarse

vómitos, diarreas, dolor abdominal, pérdida de apetito, etc. Por otro lado, su deficiencia

también puede provocar trastornos en el organismo, entre los que pueden citarse retraso

en el crecimiento, dermatitis, anorexia, pérdida de memoria, etc.16 En este sentido, es

necesario mantener los niveles de concentración de cinc en el organismo dentro de los

límites recomendables para evitar sus efectos nocivos sobre la salud.

Como se ha mencionado anteriormente, dado que el cinc se encuentra en todos los

compartimentos medioambientales, su acumulación a través de la cadena alimentaria

vendrá provocada tanto por factores naturales como antropogénicos. Entre los primeros

pueden citarse los incendios forestales (no provocados), las erupciones volcánicas, los

15 Eisler, R. Cap. 9. Zinc en Handbook of chemical risk assessment. Health hazards to humans, plants and animals. Vol. 1. CRC Press, Boca Raton, 2000. 16 Nordberg, G.F.; Sandström, B.; Becking, G.; Goyer, R.A. 1. Essentiality and toxicity of metals en Heavy Metals in the Environment. Ed. Marcel Dekker, New York, 2002.

CAPÍTULO 1

12

aerosoles marinos, la lixiviación de suelos y rocas, etc. Entre los factores

antropogénicos, los más importantes, destacan la producción de aceros, las aguas

residuales industriales y urbanas, los fertilizantes, insecticidas, fungicidas, cosméticos,

pinturas, etc. Su incorporación y acumulación a través de la cadena trófica ocurre de

forma similar a la mencionada anteriormente para el cobre.

2.3. Vanadio. El vanadio es el primer elemento del grupo cinco del Sistema Periódico

y, como ocurre con el cinc, no se encuentra en estado nativo en la naturaleza. Se trata de

un metal de transición blanco, dúctil y brillante que presenta una alta resistencia a las

bases, al ácido sulfúrico (H2SO4) y al ácido clorhídrico (HCl). Se obtiene de distintos

minerales, así como de petróleos. También se puede obtener de la recuperación del

óxido de vanadio (V) en polvos procedentes de procesos de combustión. Tiene algunas

aplicaciones nucleares debido a su baja sección de captura de neutrones. Es un elemento

esencial en algunos seres vivos.

Su configuración electrónica externa es 3d34s2, por lo que puede encontrarse en

varios estados de oxidación, siendo los más comunes +2, +3, +4 y +5. Forma una gran

variedad de oxoaniones polimerizados en disolución, presentando una química tan

variable y compleja como la del carbono. En aguas naturales predominan los estados de

oxidación superiores (+4 y +5), mostrando mayor toxicidad cuando se encuentra como

vanadio (V).

En la corteza terrestre se encuentra con una concentración media de 15 mg·kg-1,

y se conocen alrededor de 70 minerales diferentes, entre los que destacan: patronita

(VS4), vanadinita (Pb5(VO4)3Cl) y carnotita (K2(UO2)2(VO4)2·3H2O). También aparece

en la bauxita, así como en depósitos que contienen carbono, como por ejemplo en

carbón, petróleos, crudo y alquitrán. Se extrae del petróleo empleando porfirinas. En

aguas naturales presenta una concentración media de 2,5 µg·L-1, mientras que en el agua

de mar se encuentra en torno a 1,5 µg·L-1 y puede llegar a alcanzar una concentración de

hasta 11 µg·L-1 en el aire17.

17 Departamento de Salud y Servicios Humanos de EE.UU. Agencia para sustancias tóxicas y el registro de enfermedades (ATSDR) en http://www.atsdr.cdc.gov/tfacts58.html

Introducción

13

El vanadio es un elemento esencial en algunos organismos, mientras que en el

hombre no está demostrada su esencialidad, aunque existen compuestos de vanadio que

imitan y potencian la actividad de la insulina. Se encuentra en algunos enzimas de

distintas plantas y microorganismos, como por ejemplo, en las haloperoxidasas

(generalmente bromoperoxidasas) de algunas algas, que reducen peróxidos y a la vez

halogenan un sustrato orgánico. Las ascidias (unos organismos marinos de la familia de

los tunicados) almacenan altas concentraciones de vanadio, alrededor de un millón de

veces más altas que el agua que les rodea, encontrándose en una molécula llamada

hemovanadina. En estos organismos el vanadio se almacena en unas células llamadas

vanadocitos.

Se encuentra de manera natural en la dieta, tanto en alimentos como en el agua,

estimándose un consumo medio de 1,8 mg/día. Debido a su escasa absorción en el

tracto gastrointestinal se excreta fácilmente por la orina y las heces. Los efectos

adversos sobre la salud humana se manifiestan fundamentalmente como consecuencia

de su inhalación más que por ingestión, acumulándose en los pulmones18. Entre los

síntomas más frecuentes pueden mencionarse: tos, respiración ruidosa, dolor de pecho,

etc. También se ha relacionado su elevada concentración en el plasma humano con

enfermedades maníaco-depresivas.

Como se ha indicado anteriormente, los niveles más altos de concentración se

encuentran en el aire, debido tanto a fuentes naturales como antropogénicas. Entre las

primeras se pueden citar las emisiones volcánicas, los aerosoles marinos y la lixiviación

de suelos. En el caso de las fuentes antropogénicas, destaca la combustión de

combustibles fósiles ricos en vanadio, como petróleo, crudos, etc. En los sistemas

acuáticos, la mayor parte de vanadio se encuentra de manera natural como consecuencia

de la lixiviación de suelos, aunque también puede incorporarse a estos sistemas por

deposición de las partículas aéreas, el tratamiento de suelos ricos en vanadio y los

vertidos directos.

18 Wright, D.A. Environmental Toxicology. Cambridge University Press, New York, pp. 344-346, 2001.

CAPÍTULO 1

14

3. DETERMINACIÓN DE METALES

Para determinar los contenidos de elementos metálicos en cualquier tipo de

muestra nos encontramos en la bibliografía con muchos métodos de análisis que

abarcan desde los clásicos (como volumetrías o gravimetrías) hasta los instrumentales

más complejos. Si se restringe el tipo de muestra a las medioambientales, el resultado es

similar. En este apartado se describirán brevemente los diferentes métodos analíticos

disponibles para el análisis de cobre, cinc y vanadio en aguas naturales.

En los trabajos experimentales realizados, y que se expondrán en capítulos

posteriores, la técnica instrumental que se ha utilizado mayoritariamente ha sido la

espectrofotometría, por lo que se realizará una reseña más exhaustiva de los métodos

espectrofotométricos encontrados en la bibliografía para el análisis de los elementos de

interés. Igualmente, se mencionarán algunos ejemplos de trabajos representativos de

otras técnicas instrumentales que también se han empleado para el análisis de estos

elementos en aguas naturales.

3.1. Métodos de Análisis de Cobre en Aguas Naturales

Puesto que el contenido de cobre en aguas naturales se encuentra generalmente

en niveles de concentración de ppb, ha sido necesario desarrollar métodos analíticos con

precisión y exactitud que fueran lo suficientemente sensibles como para permitir su

análisis a dichas concentraciones. En muchas ocasiones, ha sido necesario introducir un

paso previo de separación/preconcentración para poder efectuar el análisis. A

continuación, se describirán, en primer lugar, los métodos espectrofotométricos más

recientes para la determinación de cobre en aguas naturales. En un apartado posterior se

citarán ejemplos de los trabajos más representativos para el análisis de este elemento

utilizando otras técnicas instrumentales como las electroquímicas (voltamétricas,

fundamentalmente), espectroscópicas (absorción atómica de llama y electrotérmica así

como emisión en plasma) y otras técnicas menos habituales.

3.1.1. Complejos orgánicos coloreados de cobre. Esta técnica ha sido una de las más

ampliamente utilizadas para la determinación de metales traza debido a su simplicidad,

fácil manejo y posibilidad de disponer de instrumentación portátil que puede

Introducción

15

transportarse fácilmente y usarse en controles de campo y campo automático. En la

mayoría de las ocasiones los métodos espectrofotométricos están basados en la

formación de compuestos coloreados mediante la reacción del ión metálico con un

reactivo adecuado. El principal inconveniente que presentan es que en muchos casos se

alcanzan límites de detección superiores a los niveles de concentración en los que se

encuentran los analitos en las muestras. Aunque otras técnicas espectroscópicas tales

como la absorción atómica de llama (FAAS), en horno de grafito (GFAAS) o emisión

en plasma acoplado inductivamente (ICP-AES), son más sensibles y selectivas para la

determinación de cobre en aguas naturales que los métodos colorimétricos, presentan

entre otros, algunos inconvenientes:

1º. La instrumentación es cara.

2º. Tienen un elevado coste de operación y mantenimiento.

3º. Difícilmente transportables hasta el propio lugar de muestreo.

Por tanto, los métodos espectrofotométricos se presentan en algunos casos como

una clara alternativa para la determinación de elementos traza en aguas naturales, sobre

todo en aquellos en los que se requieren resultados con prontitud. Además, si se

seleccionan adecuadamente tanto el ligando como las condiciones de reacción, es

posible alcanzar límites de detección similares o incluso mejores a los que se obtienen

con las técnicas espectroscópicas mencionadas anteriormente. De ahí que hoy día, y

como uno de los objetivos de este estudio, se sigan desarrollando este tipo de

metodologías. En el caso del cobre, se encuentran en la bibliografía una gran variedad

de ligandos clásicamente utilizados para su determinación espectrofotométrica, tales

como la ditizona, el ditiocarbamato, la cuproína y la cuprizona.19 A continuación, se

mencionarán más detalladamente algunos ejemplos de métodos analíticos recientes para

la determinación espectrofotométrica de cobre en aguas naturales. En este instante es

preciso señalar que la presentación de los mismos se realizará en función de su grado de

automatización, por lo que se agruparán como métodos en discontinuo y métodos en

continuo (FIA). Este mismo criterio será empleado para los otros dos elementos

seleccionados, cinc y vanadio.

19 Marczenko, Z. Spectrophotometric determination of elements. Capítulo 19. John Wiley & Sons Inc., New York, 1976.

CAPÍTULO 1

16

Métodos Discontinuos

Métodos Directos

En primer lugar, se indicarán las características más importantes de algunos

métodos espectrofotométricos basados en la reacción de cobre con el reactivo

cromogénico y su posterior medida. Así, Dong y col. han utilizado la reacción de cobre

(II) en un medio regulado a pH 3,4 con N-fenil-N´-sulfanilato sódico/tiourea para su

determinación espectrofotométrica en diferentes tipos de muestras, incluyendo muestras

acuosas20. La absortividad molar del método es elevada, 1,79·105 L·mol-1·cm-1, y la ley

de Beer se cumple para el intervalo de concentración de 40 a 2200 µg/L-1 de Cu2+. Sin

embargo, no se indica nada respecto de las posibles interferencias causadas por la

presencia de otros iones. Posteriormente, Jamaluddin y col. han utilizado el reactivo

2,5-dimercapto-1,3,4-tiadiazol (DMTD) para determinar cobre en muestras de orígenes

diferentes21. En esta ocasión, la reacción tiene lugar en un medio ligeramente ácido y es

instantánea, permaneciendo estable la absorbancia durante 24 horas. El complejo

Cu(II)-DMTD absorbe a 390 nm, con un coeficiente de absortividad molar de 5,65·104

L·mol-1·cm-1 y un intervalo de linealidad de 0,1-20 mg·L-1. Para eliminar las posibles

interferencias adicionan distintos agentes enmascarantes, como tartrato, fluoruro, citrato

y 1,10-fenantrolina. Recientemente, Alieva y col. han empleado el reactivo 2,2’,3,4-

tetrahidroxi-3´-sulfo-5-cloroazobenceno para determinar cobre en muestras de suelos y

aleaciones22. La reacción tiene lugar a pH 2, obteniéndose un complejo de

estequiometría 1:1 que absorbe a 510 nm. En estas condiciones, los autores obtuvieron

un valor de 3,6·104 L·mol-1·cm-1 para el coeficiente de absortividad molar y un rango de

linealidad de 0,1-2,8 mg·L-1. También se han utilizado las reacciones de formación de

complejos de transferencia de carga. Como ejemplo, se puede citar el complejo formado

20 Dong, Y.; Wang, Y.; Ma, D. Highly sensitive and selective methods for identifying and determining copper (II) with N-phenyl-N´-sodium sulfanilate thiourea. J. Inor. Biochem., 67, 381, 1997. 21 Jamaluddin, M.; Vahan, I.; Banoo, S. A simple spectrophotometric method for the determination of copper in industrial, environmental, biological and soil samples using 2,5-dimercapto-1,3,4-thiadiazole. Anal. Sci., 18, 805, 2002. 22 Alieva, R.A.; Gadzhieva, S.R.; Guseiinli, A.G.; Alieva, T.I. Tetrahydrxyazon SCl as a new analytical reagent for determining copper (II). J. Anal. Chem., 63 (1), 21, 2008.

Introducción

17

por 3,3´,5,5´-tetrametilbencidina (TMB) con cobre(II)23. La formación del complejo

tiene lugar cuando a la disolución que contiene el analito se le adiciona ácido acético,

volframato sódico, fosfato ácido de sodio y alcohol polivinílico y después de agitar se

adiciona el reactivo, TMB. Tras mantener la disolución en un baño de agua hirviendo

durante 15 minutos y dejar enfriar, se mide la absorbancia a 660 nm en celdas de 2 cm

de camino óptico. El valor de absortividad molar es elevado, 2,54·105 L·mol-1·cm-1, y el

intervalo de linealidad es 0,003-0,1 mg·L-1. Recientemente, Gao y col. han desarrollado

un nuevo método basado en la decoloración del cromóforo mediante radicales libres

(CDFR)24. Para ello, los autores utilizan los radicales hidroxilos generados a partir de la

reacción Fenton (reacción entre hierro y peróxido de hidrógeno) para provocar la

decoloración del exceso de reactivo (un fenilazo derivado del ácido cromotrópico,

ACDB) tras la formación del correspondiente complejo con el analito. De este modo, el

color que presenta la disolución procede únicamente del complejo formado, lo que

permite cuantificar la concentración del analito. El proceso tiene lugar a pH 5,07

presentando el complejo un valor de absortividad molar de 3,33·104 L·mol-1·cm-1 a 540

nm y un intervalo de linealidad para cobre de 0-0,5 mg·L-1. El límite de detección que

alcanzan es de 6 µg·L-1.

En otras ocasiones, se han desarrollado otros métodos para determinar cobre que

están basados en la formación de complejos ternarios. Habitualmente, se adiciona un

compuesto tensioactivo con el objeto de mejorar la sensibilidad y/o selectividad del

método. En este sentido, Zaki y col., estudiaron dos sistemas ternarios diferentes para la

determinación de cobre en distintos tipos de muestras25. En ambos casos se han

utilizado derivados arílicos de la rodamina como reactivos cromogénicos: 5-[(4-hidroxi-

3-metoxifenil)metilen]-2-tioxo-4-tiazolidina (HMBR) y 5-[(3,4-dihidroxifenil)metilen)]

-2-tioxo-4-tiazolidina (3,4-DHBR). Para aumentar la sensibilidad de los complejos

formados adicionan un tensioactivo catiónico, el bromuro de cetiltrimetil amonio

23 Di, J.; Wu, Y. ; Ma, Y. A novel spectrophotometric determination of copper based on charge transfer complex. Spectrochim. Acta, Part A, 61, 937, 2005. 24 Gao, H.W.; Chen, F.F.; Chen, L.; Zeng, T.; Pan, L.T.; Li, J.H.; Luo, H.F. A novel detection approach based on chromophore-decolorizing with free radical and application to photometric determination of copper with acid chrome dark blue. Anal. Chim. Acta, 587, 52, 2007. 25 Zaki, T.; Abdel-Rahman, R.M.; El-Sayed, A.Y. Use of arylidenrhodanines for the determination of Cu(II), Hg(II) and CN-. Anal. Chim. Acta, 307, 127, 1995.

CAPÍTULO 1

18

(CTAB), y un coloide protector, la polivinilpirrolidina (PVP). El complejo ternario

formado por Cu(II)-HMBR-PVP a pH entre 9,7-10,6 presenta un máximo de

absorbancia a 535 nm, con un valor de absortividad molar de 4,55·104 L·mol-1·cm-1 y un

intervalo de linealidad de 0,08-1,42 mg·L-1. El límite de detección de cobre alcanzado

por este método era 0,032 mg·L-1. Con el otro sistema ternario, Cu(II)-3,4-DHBR-

CTAB, obtuvieron valores para el coeficiente de absortividad molar así como para el

límite de detección ligeramente mejores, 5,41·104 L·mol-1·cm-1 y 0,027 mg·L-1,

respectivamente. En esta ocasión, el intervalo de linealidad era 0,06-1,20 mg·L-1. Un

límite de detección similar, 0,021 mg·L-1, se indica en los trabajos realizados por Ghazy

y col.26. Los autores utilizan la acetofenona-p-clorofeniltiosemicarbazona (A-p-CIPT)

como reactivo y el ácido oléico (HOL) como agente tensioactivo. El intervalo de

concentración de cobre en el que se cumple la ley de Beer es de 0,25-6,35 mg·L-1,

mientras que la absortividad molar vale 1,3·10-4 L·mol-1·cm-1 a 600 nm. Otro ejemplo de

la formación de complejos ternarios ha sido realizado por Fu y Yuan, en el que forman

el complejo de cobre con 4,4’-bis(dimetilamino)tiobenzofenona (TMK) y octil fenil eter

(OP) como tensioactivo27. El complejo formado presentaba un máximo de absorbancia a

500 nm con un coeficiente de absortividad molar de 5,7·104 L·mol-1·cm-1. La ley de

Beer se cumple hasta 0,6 mg·L-1 de Cu(II) y el límite de detección que obtuvieron fue de

0,4 µg·L-1.

Métodos catalíticos

Estos métodos hacen uso del efecto catalítico de cobre en determinadas

reacciones. Así, Pourreza y Behpour han utilizado el efecto catalítico de cobre sobre la

reacción del ácido dinitrofenilhidrazona-1,2-naftoquinona-4-sulfónico (DPHNS) a pH

10 con peróxido de hidrógeno28. El descenso de la absorbancia a 570 nm después de

haber transcurrido 10 minutos desde la adición de cobre es el parámetro utilizado para la

26 Ghazy, S.E.; El-Shazly, R.M.; El-Shahawi, M.S.; Al-Hazmi, G.A.A.; El-Asmy, A.A. Spectrophotometric determination of copper(II) in natural waters, vitamins and certified steel scrap samples using acetophenone-p-chlorophenylthiosemicarbazone. J. Iranian Chem. Soc., 3(2), 140, 2006. 27 Fu, D.; Yuan, D. Spectrophotometric determination of trace copper in water samples with thiomichlersketone. Spectrochim. Acta Part A, 66, 434, 2007. 28 Pourreza, N.; Behpour, M. Catalytic spectrophotometric determination of trace amounts of copper(II) based on the oxidation of 2,4-dinitrophenylhydrazone-1,2-naphtoquinone-4-sulfonic acid by hydrogen peroxide. Anal. Sci., 14, 997, 1998.

Introducción

19

cuantificación del analito. Un factor importante en el desarrollo de la reacción era la

temperatura a la que ésta tenía lugar, obteniendo resultados más satisfactorios cuando

ésta se mantenía a 40ºC. De este modo, el intervalo de linealidad para cobre a esa

temperatura era 0,5-25 µg·L-1, con un límite de detección de 0,2 µg·L-1. También, en un

medio alcalino, Safavi y col. han empleado el efecto catalítico de cobre en la reacción

de reducción de Ponceau S por sulfuro de hidrógeno29. Con este método se obtuvo un

intervalo de linealidad para cobre de 2-400 µg·L-1 y un límite de detección de 0,4 µg·L-1.

Otro ejemplo del efecto catalítico de cobre es el propuesto por Kumar y col., en el que

se produce la oxidación catalítica de 3-hidroxiacetanilida por cobre(II) seguida por el

acoplamiento con 3-metil-2-benzotiazolinona hidrazona en presencia de amoníaco y

ácido clorhídrico para formar un complejo coloreado30. Las medidas

espectrofotométricas a 530 nm se utilizaban para determinar cobre, con un coeficiente

de absortividad molar de 2,5·105 L·mol-1·cm-1. El intervalo de concentración de cobre

para el que se cumplía la ley de Beer era 0,008-0,16 mg·L-1, obteniendo un límite de

detección de 3 µg·L-1. Surendra Prasad estudió el efecto catalítico de cobre en la

reacción de oxidación del ácido cítrico por hexacianoferrato(III) en medio básico31. El

descenso de la absorbancia a 420 nm era el parámetro empleado para cuantificar cobre,

obteniéndose un intervalo de concentraciones bastante amplio, (0,006-25,4 mg·L-1), y

un límite de detección de 4 µg·L-1.

Métodos con Preconcentración

En muchas ocasiones, la baja concentración a la que se encuentra el analito en la

muestra requiere de un paso previo de separación y/o preconcentración para poder

determinarlo. En este sentido, se encuentran en la bibliografía diferentes métodos

espectrofotométricos que utilizan la extracción en fase sólida para separar y/o

preconcentrar cobre. Así, Fernández de Córdova y col. utilizaron una resina de

29 Safavi, A.; Maleki, N.; Farjami, F. Selective kinetic spectrophotometric determination of copper at nanograms per milliliter level. Talanta, 54, 397, 2001. 30 Kumar, M.S.H.; Nagaraja, P.; Yathirajan, H.S.. Copper(II)-catalysed oxidative coupling reaction of 3-hydroxyacetanilide with 3-methyl-2-benzothiazolinone hydrazone for the spectrophotometric determination of traces of copper(II). Anal. Bioanal. Chem., 375, 315, 2003. 31 Prasad, S. Kinetic method for determination of nanogram amount of copper(II) by its catalytic effect on hexacyanoferrate(III)-citric acid indicator reaction. Anal. Chim. Acta, 540, 173, 2005.

CAPÍTULO 1

20

intercambio aniónico, estireno-divinilbenceno (Dowex 1-X8), para separar y

preconcentrar el complejo de cobre con PAR32. Empleando un volumen de 1000 mL de

muestra obtuvieron un intervalo de linealidad para cobre de 0,3-4,5 µg·L-1 y un límite de

detección de 0,067 µg·L-1. Un procedimiento aún más complejo y tedioso fue propuesto

por Shimizu y col., en el que el complejo formado por cobre y el ácido 5,10,15,20-

tetrafenil-21H,23H-porfinotetrasulfónico (TPPS) se extraía en un filtro de membrana

que contenía cloruro de bencildimetiltetradecilamonio33. La absorbancia del complejo

Cu(II)-TPPS se medía en la fase sólida, obteniéndose un intervalo lineal para la

concentración de cobre hasta 1 µg·L-1 y un límite de detección de 0,15 ng. Otro ejemplo

se encuentra en los trabajos realizados por Thakur y Deb, en los que forman el complejo

de cobre con 1-(2-piridilazo)-2-naftol (PAN) como reactivo cromogénico, N,N´-difenil-

benzamidina (DPBA) disuelto en cloroformo como agente extractante y Triton X-100

como tensioactivo34. El complejo formado en cloroformo, Cu(II)-PAN-(TX-100)-

DPBA, presentaba un máximo de absorbancia a 520 nm con un coeficiente de

absortividad molar de 1,15·105 L·mol-1·cm-1. La ley de Beer se cumple hasta 0,6 mg·L-1

de Cu(II) y el límite de detección que obtuvieron fue 2 µg·L-1 en la fase orgánica. En los

trabajos realizados por Morales y col., se emplea un intercambiador aniónico (DEAE

Sephadex A25) para retener el reactivo, 5-(4-sulfofenilazo)-8-aminoquinolina, sobre el

que posteriormente forman y preconcentran el complejo de cobre35. Para cuantificar el

analito miden directamente en la fase sólida empleando la primera derivada a 605 nm.

En estas condiciones, obtuvieron un intervalo de linealidad de 2-60 µg·L-1 y un límite de

detección de 0,6 µg·L-1 para un volumen de 200 mL de muestra. Otros métodos utilizan

la preconcentración del complejo del analito en una película delgada de cloruro de

32 Fernández de Córdova, M.L.; Molina-Díaz, A.; Pascual-Reguera, M.I.; Capitán-Vallvey, L.F. Determination of trace amounts of copper with 4-(2-pyridylazo)resorcinol by solid phase spectrophotometry. Fresenius J. Anal. Chem., 349, 722, 1994. 33 Shimizu, T.; Nukatsuka, I.; Ohzeki, K. Extraction of trace amounts of copper(II) on a membrane filter using 5,10,15,20-tetraphenyl-21H,23H-porphinetetrasulfonic acid for the determination by solid-phase spectrophotometry. Anal. Sci., 15, 153, 1999. 34 Thakur, M.; Kanti, M. The use of 1-(pyridil-2-azo)-naphtol-2 in the presence of TX-100 and N,N´-diphenylbenzamidine for the spectrophotometric determination of copper in real samples. Talanta, 49, 561, 1999. 35 Morales, L; Toral, M.I.; Álvarez, M.J. A new Cu(II)-5-(4-sulphophenylazo)-8-aminoquinoline complex used for copper determination in presence of gold and silver in water and mineral samples. Talanta, 74, 110, 2007.

Introducción

21

cetiltrimetilamonio y ácido sulfosalicílico36, la extracción en un filtro de membrana

impregnado con metanol37, la extracción repetida del complejo en cloroformo38 o en n-

butanol39.

Métodos en Continuo. Análisis por Inyección en Flujo (FIA)

Todos los métodos expuestos anteriormente requieren la manipulación tanto de

muestras como de reactivos para formar los complejos coloreados correspondientes.

Además, en algunas ocasiones hay que esperar durante periodos de tiempo

relativamente largos o incluso calentar las muestras antes de que se pueda realizar su

medida. Estos hechos pueden provocar una disminución en el número de análisis que

pueden efectuarse durante una jornada de trabajo así como la generación de

relativamente una gran cantidad de residuos, que en algunas ocasiones pueden resultar

tóxicos para el medioambiente. Por otro lado, aumenta el coste por análisis ya que se

emplean volúmenes relativamente elevados de disoluciones. Una técnica que permite

reducir algunas de las trabas señaladas es el análisis por inyección en flujo (FIA), ya que

permite reducir notablemente el volumen necesario tanto de muestra como de reactivos

así como el tiempo de análisis si las reacciones son rápidas. Además, otras

características importantes son su simplicidad, versatilidad y mejora de la

reproducibilidad. Por otra parte, una ventaja adicional muy a considerar es la posibilidad

de tener un sistema de detección simple, barato y portátil que pueda usarse en controles

de campo y de campo automatizado (controles at-line y on-line) en análisis

medioambiental. El sistema FIA más sencillo podemos considerarlo formado por un

canal por el que circula, impulsado por una bomba peristáltica a una velocidad

constante, la disolución de reactivo y en un determinado instante se inyecta un pequeño

36 Endo, M.; Suzuki, K.; Abe, S. Novel preconcentration technique for trace metal ions by aggregate film formation. Spectrophotometric determination of copper(II). Anal. Chim. Acta, 364, 13, 1998. 37 Yamini, Y.; Tamaddon, A. Solid-phase extraction and spectrophotometric determination of trace amounts of copper in water samples. Talanta, 49, 119, 1999. 38 Rekha, D.; Suvardhan, K.; Suresh Kumar, K.; Reddyprasad, P.; Jayaraj, B.; Chiranjeevi, P. J. Extractive spectrophotometric determination of copper(II) in water and alloy samples with 3-methoxy-4-hydroxybenzaldehyde-4-bromophenyl hydrazone (3,4-MHBBPH). Serb. Chem. Soc., 72(3), 299, 2007 39 Janardhan Reddy, K.; Rajesh Kumar, J.; Lakshmi Narayana, S.; Ramachandraiah, C.; Thriveni, T.; Varada Reddy, A. N-ethyl-3-carbazolecarboxaldehyde-3-thiosemicarbazone: a new extractive spectrophotometric reagent for the determination of copper(II) in environmental and pharmaceutical samples. Environ. Monit. Asses., 124, 309, 2007.

CAPÍTULO 1

22

volumen de muestra. Como consecuencia del movimiento de la disolución del reactivo a

lo largo del tubo, se producirá la mezcla entre ambas disoluciones dando lugar a la

formación del complejo coloreado en su camino hacia el sistema de detección,

registrándose una señal en forma de pico bien definido a lo largo del tiempo.

En lo que sigue se mencionarán ejemplos recientes encontrados en la

bibliografía para la determinación espectrofotométrica de cobre en muestras

medioambientales utilizando la técnica del análisis por inyección en flujo (FIA).

Métodos Directos

Se puede mencionar la determinación de cobre con un sistema FIA sencillo en

aguas residuales mediante la formación del complejo coloreado con la sal Nitroso-R40.

Tras optimizar las variables tanto químicas como hidrodinámicas del sistema utilizando

el modo univariante y multivariante, se obtuvieron un intervalo de linealidad y límite de

detección para cobre de 1,0-7,0 mg·L-1 y de 0,68 mg·L-1, respectivamente. Una de las

características más destacables de este método es su frecuencia de muestreo, ya que

permite el análisis de 150 muestras a la hora. En el sistema FIA desarrollado por

Cassella para determinar cobre en las aguas residuales de una refinería petrolífera se

obtuvo una frecuencia de muestreo inferior, 63 muestras a la hora, pero se conseguía un

límite de detección de 23 µg·L-1. La formación del complejo coloreado se obtenía

empleando DDTC como reactivo41. También para determinar cobre en aguas residuales,

pero en esta ocasión de una industria de galvanizado, Leelasattarathkul y col. han

desarrollado un sistema de inyección en flujo al que los autores denominan µ-FIA42.

Con este diseño minimizaban tanto el consumo de muestras (2 µL) como de reactivos

(0,01 mL·min-1), con el consiguiente descenso en la generación de residuos. El reactivo

que utilizaban para formar el complejo de cobre era Zincon, obteniendo una frecuencia

de muestreo de 30 muestras a la hora y un límite de detección de 100 µg·L-1.

40 Purachat, B.; Liawruangrath, S.; Sooksamiti, P.; Rattanaphani, S.; Buddhasukh, D. Univariate and simplex optimization for the flow-injection spectrophotometric determination of copper using Nitroso-R salt as a complexing agent. Anal. Sci., 17, 443, 2001. 41 Cassella, R. Flow injection spectrophotometric determination of copper in petroleum refinery wastewaters. Microchem. J., 72, 17, 2002. 42 Leelasattarathkul, T.; Liawruangrath, S.; Rayanakorn, M.; Liawruangrath, B.; Oungpipat, W.; Youngvises, N. Greener analytical method for the determination of copper(II) in wastewater by micro flow system with optical sensor. Talanta, 72, 126, 2007.

Introducción

23

Para el análisis de cobre en muestras de aguas de río o de mar, se necesitan

métodos cuyos límites de detección sean inferiores. Un ejemplo de este tipo lo

constituye la utilización del ácido acetilsalicil-hidroxámico, el cual forma un complejo

verde con cobre que puede determinarse a 700 nm43. La frecuencia de muestreo fue de

80 muestras a la hora, y se alcanzó un límite de detección de 1 µg·L-1.

También, se ha utilizado el efecto catalítico del cobre sobre determinadas

reacciones para su determinación por FIA. Así, estudiando el efecto catalítico que

produce el metal sobre la reacción de oxidación de la hidroquinona por peróxido de

hidrógeno, Cao y col. relacionaron la absorbancia a 490 nm de la quinona producida en

la reacción para cuantificar el analito en los vapores condensados y las aguas de

suministro de centrales eléctricas44. En las condiciones óptimas de reacción, el intervalo

de linealidad y el límite de detección para cobre fueron 5-100 µg·L-1 y 0,25 µg·L-1,

respectivamente. Otro método que presenta una elevada frecuencia de análisis, 120

muestras a la hora, con un excelente límite de detección, 0,05 µg·L-1 de cobre, lo

constituye la reacción de oxidación de la 1,5-difenilcarbazida a difenilcarbazona

favorecida por la presencia de cobre como catalizador45. Un límite de detección similar,

0,07 µg·L-1 de cobre, se obtuvo para la determinación secuencial de hierro(III) y

cobre(II) empleando el efecto catalítico de éstos en la reacción de oxidación de N,N-

dimetil-p-fenilendiamina (DPD) con peróxido de hidrógeno46. Para cuantificar ambos

analitos introducían en el sistema FIA dos bolos de muestra, el primero para la

determinación de la concentración de cobre más hierro y en el segundo, al que se le

adicionaba previamente trietilentetramina (TETA) para enmascarar cobre, se

cuantificaba la concentración de hierro. También se ha utilizado el efecto catalítico de

cobre en la reacción de acoplamiento oxidativo de la N,N-dimetil-p-fenilendiamina

43 Asan, A.; Isildak, I.; Andac, M.; Yilmaz, F. A simple and selective flow-injection spectrophotometric determination of copper(II) by using acetylsalicylhydroxamic acid. Talanta, 60, 861, 2003. 44 Cao, S.; Zhong, J.; Hasebe, K.; Hu, W. On-line monitoring of trace amounts of copper(II) in steam condensate and boiler feed-water by flow injection analysis based on its catalytic effect on the oxidation of hydroquinone by hydrogen peroxide. Anal. Chim. Acta, 331, 257, 1996. 45 Crespo, G.A.; Andrade, F.J.; Iñón, F.A.; Tudino, M.B. Kinetic method for the determination of trace amounts of copper(II) in water matrices by its catalytic effect on the oxidation of 1,5-diphenylcarbazide. Anal. Chim. Acta, 539, 317, 2005. 46 Luvongsa, S.; Tsuboi, T.; Motomizu, S. Sequential determination of trace amounts of iron and copper in water samples by flow injection analysis with catalytic spectrophotometric detection. Anal. Sci., 22, 169, 2006.

CAPÍTULO 1

24

(DPD) en presencia de peróxido de hidrógeno con la 1,3-fenilendiamina (mPD)47. La

ley de Beer se cumple hasta 8 µg·L-1 de cobre, obteniéndose un límite de detección de

0,05 µg·L-1. Con el sistema desarrollado se medían 24 muestras a la hora.

Métodos con Preconcentración

Debido a la versatilidad que poseen estos sistemas, el proceso de

preconcentración se realiza de diferentes modos y en distintas posiciones a lo largo del

sistema. Así, en los trabajos realizados por Yoshimura y col. se utilizó un

intercambiador aniónico (QAE Sephadex A-25) empaquetado en la propia cubeta48. A

continuación, el complejo formado por cobre con el reactivo cromogénico, disulfonato

de 4,7-difenil-2,9-dimetil-1,10-fenantrolina (PMPS), quedaba retenido por la resina en

el interior de la cubeta y se medía su absorbancia a 484 nm. Para evitar que el complejo

quedara adsorbido sobre las paredes de los tubos de PFTE empleados, era necesario

adicionar un tensioactivo no iónico, nonaoxietilendodecileter (BL-9EX). Una vez

realizada la medida, el complejo se eliminaba de la resina utilizando una disolución de

ácido nítrico. Con este sistema se alcanzó un límite de detección para cobre de 0,08

µg·L-1. Se ha descrito el uso de una minicolumna con cambiador catiónico situada en el

canal del reactivo, sobre la que los cationes de la muestra quedan previamente retenidos.

Éstos se eluyen cuando reaccionan con el reactivo para formar el complejo coloreado.

Esta configuración se utilizó por Işildak y col. para determinar cobre en muestras de

diferente naturaleza49. Este método consiste en la formación del complejo coloreado por

elución de los cationes de cobre retenidos en una resina de intercambio catiónico (A650

W), situada inmediatamente después de la salida de la válvula de inyección, con una

disolución de 4-metilpiperidinaditiocarbamato (4-MPDC), midiéndose la absorbancia

del complejo a 435 nm. El intervalo de linealidad y el límite de detección que

47 Luvongsa, S.; Takayanagi, T.; Oshima, M.; Motomizu, S. Novel catalytic oxidative coupling reaction of N,N-dimethyl-p-phenylenediamine with 1,3-phenylenediamine and its applications to the determination of copper and iron at trace levels by flow injection technique. Anal. Chim. Acta, 576, 261, 2006. 48 Yoshimura, K.; Matsuoka, S.; Inokura, Y.; Hase, U. Flow analysis for trace amounts of copper by ion-exchager phase absorptiometry with 4,7-diphenyl-2,9-dimethyl-1,10-phenantroline disulphonate and its application to the study of karst groundwater storm runoff. Anal. Chim. Acta, 268, 225, 1992. 49 Işildak, I.; Asan, A.; Andaç, M. Spectrophotometric determination of copper(II) at low µg·L-1 levels using cation-exchange microcolumn in flow-injection. Talanta, 48, 219, 1999.

Introducción

25

obtuvieron con este sistema fue 5-100 µg·L-1 y <0,5 µg·L-1, respectivamente. Con este

sistema podían determinarse 60 muestras a la hora. Utilizando la misma configuración,

pero empleando como reactivo cromogénico otro derivado del ditiocarbamato, el 4-

bencilpiperidinaditiocarbamato (4-BPDC), estos mismos autores consiguieron mejorar

tanto el límite de detección como el número de muestras que podían analizarse50. De

este modo, obtuvieron un límite de detección para cobre de 0,35 µg·L-1 con una

frecuencia de análisis de 80 muestras a la hora. Otra alternativa consiste en situar la

minicolumna cambiadora en el bucle de la muestra, donde quedan retenidos los iones de

cobre, que posteriormente son eluídos con una disolución adecuada y cuando entran en

contacto con el reactivo cromogénico forman el compuesto coloreado. Un ejemplo de

este sistema de preconcentración de cobre para su determinación en muestras acuosas se

encuentra en los trabajos de Araújo y col.51. El método está basado en la retención de

cobre en una columna de polietilenimina inmovilizada en gránulos de gel de sílice y su

posterior elución con una disolución apropiada de ácido nítrico. Ésta se pone en

contacto con la disolución de reactivo cromogénico (PAR), dando lugar a la formación

del complejo coloreado que se mide a 530 nm. Con este método se obtuvo un límite de

detección para cobre de 13 µg·L-1 y una frecuencia de análisis de 12 muestras a la hora.

Empleando un sistema similar, pero en el que el complejo se obtenía tras la reacción con

el dietilditiocarbamato (DDTC), se obtuvo un límite de detección para cobre de 8,4

µg·L-1 y una frecuencia de análisis de 17 muestras a la hora52.

Desde hace unos años, se está introduciendo una nueva alternativa al análisis

espectrofotométrico por FIA, el análisis por inyección secuencial (SIA). Esta técnica

utiliza configuraciones similares a las utilizadas en FIA, pero se diferencian de éstas en

que el reactivo y la muestra se aspiran secuencialmente como zonas que se acumulan en

un tubo. Al cabo de cierto tiempo, se invierte la dirección del flujo impulsando las zonas

50 Asan, A.; Andaç, M.; Işildak, I. Flow-injection spectrophotometric determination of copper(II) ion at low µg·L-1 levels using 4-benzylpiperidinedithiocarbamate. Anal. Sci., 17, 1125, 2001. 51 Araújo, A.N.; Costa, R.C.C.; Alonso, J. Colorimetric determination of copper in aqueous samples using a flow injection system with a pre-concentration poly(ethylenimine) column. Talanta, 50, 337, 1999. 52 Moraes S.V.M.; Brasil, J.L.; Milcharek, C.D.; Martins, L.C.; Laranjo, M.T.; Gallas, M.R.; Benvenutti, E.V.; Lima, E.C. Use of 1,3-diaminepropane-3-propyl grafted onto a silica gel as a sorbent for flow-injection spectrophotometric determination of copper(II) in digests of biological materials and natural waters. Spectrochim. Acta, Part A, 62, 398, 2005.

CAPÍTULO 1

26

de muestra y reactivo hacia el tubo de reacción. En su camino, ambas zonas se mezclan

unas con otras dando lugar a la formación del compuesto coloreado que posteriormente

se mide en el detector. Un ejemplo de la utilización del análisis por inyección secuencial

lo encontramos en los trabajos realizados por van Staden y Botha para determinar cobre

en aguas mediante su reacción con dietilditiocarbamato (DDTC) sin necesidad de

realizar la extracción del complejo53. Obtuvieron un límite de detección de 0,2 mg·L-1 y

una frecuencia de análisis de 7 muestras a la hora. Mejoras evidentes en cuanto a límite

de detección, 4 µg·L-1, y frecuencia de análisis, 48 muestras a la hora, se encuentran en

los trabajos realizados por Rumori y Cerdà para la cuantificación de cobre en diferentes

tipos de muestras54. Como reactivo cromogénico emplearon el ácido oxálico de la

bis(ciclohexilidenhidracida) (Cuprizona), midiendo la absorbancia del complejo

formado a 590 nm. La tercera generación del FIA la constituye la técnica SIA-LOV.

Ésta se ha propuesto con el objetivo de reducir el consumo de muestras y reactivos y,

por tanto, la generación de residuos hasta niveles de micro- y submicrolitros. Consiste

en colocar en la parte superior de una válvula multiposición un sistema de varios

canales en el que en uno de ellos se encuentra el sistema de detección, generalmente un

espectrofotómetro de fibra óptica. Todo el conjunto está controlado por ordenador en el

que se programa la secuencia del análisis. Un ejemplo de esta nueva técnica se

encuentra en los trabajos realizados por Leelasattarathkul y col. para el análisis de cobre

en aguas residuales empleando Zincon55. El intervalo de concentración y el límite de

detección de cobre que obtuvieron fueron 0,1-2,0 mg·L-1 y 0,05 mg·L-1,

respectivamente. La frecuencia de análisis fue bastante elevada, hasta 120 muestras a la

hora.

3.1.2. Otros Métodos. En este apartado se citarán algunos ejemplos recientes de otras

técnicas que también se han desarrollado para el análisis de cobre en aguas naturales.

53 van Staden, J.F.; Botha, A. Spectrophotometric determination of Cu(II) with sequential injection analysis. Talanta, 49, 1099, 1999. 54 Rumori, P.; Cerdà, V. Reversed flow injection and sandwich sequential injection methods for the spectrophotometric determination of copper(II) with cuprizone. Anal. Chim. Acta, 486, 227, 2003. 55 Leelasattarathkul, T.; Liawruangrath, S.; Rayanakorn, M.; Oungpipat, W.; Liawruangrath, B. The development of sequential injection analysis coupled with lab-on-valve for copper determination. Talanta, 70, 656, 2006.

Introducción

27

Comenzaremos por las técnicas electroanalíticas, las cuales se pueden situar

entre los analizadores más importantes para el análisis de metales traza, siendo las

voltamétricas de redisolución tanto anódica (ASV, DPASV) como catódica (CSV), las

que ofrecen mayores ventajas. Así, Monterroso y col. utilizaron la voltametría de

redisolución anódica de onda cuadrada y poli(4-estirenosulfonato sódico) como

recubrimiento del electrodo de carbono vítreo para determinar cobre y otros elementos

en aguas residuales56. Cuando emplearon una mezcla de polielectrolitos como

recubrimiento del electrodo (poli-L-lisina y poli(4-estirenosulfonato sódico)),

obtuvieron mejoras tanto en la reproducibilidad como en la repetibilidad de las

medidas57. También mediante ASV, Monticelli y col. han optimizado y validado un

método automatizado para determinar cobre, cadmio y plomo en aguas de lagos58.

Ensafi y col. han usado la CSV para determinar simultáneamente molibdeno y cobre

basándose en los complejos que formaban ambos con rojo de Pirogalol59. Utilizando el

electrodo de gotas de mercurio (HMDE) obtuvieron un límite de detección para cobre

de 0,3 µg·L-1. Un límite de detección aún más bajo, 0,08 µg·L-1, mediante CSV y

empleando el electrodo de gotas de mercurio (HMDE), se indica en los trabajos

realizados por Khaloo y col. para cuantificar bismuto y cobre tras la formación de sus

complejos con Cromoazurol-S60.

También, se han empleado electrodos selectivos de iones, como en los estudios

realizados por Szigeti y col. para evaluar cobre utilizando un electrodo de membrana

56 Monterroso, S.C.C.; Carapuça, H.M.; Duarte, A.C. Ion-exchange and permselectivity of poly(sodium 4-styrenesulfonate) coatings on glassy carbon: application in the modification of mercury film electrodes for the direct voltammetric analysis of trace metals in estuarine waters. Talanta, 65, 644, 2005. 57 Monterroso, S.C.C.; Carapuça, H.M.; Duarte, A.C. Mixed polyelectrolyte coatings on glassy carbon electrodes: Ion-exchange, permselectivity properties and analytical application of poly-L-lysine-poly(sodium 4-styrenesulfonate)-coated mercury film electrodes for the detection of trace metals. Talanta, 68, 1655, 2006. 58 Monticelli, D.; Ciceri, E.; Dossi, C. Optimization and validation of an automated voltammetric stripping technique for ultratrace metal analysis. Anal. Chim. Acta, 594, 192, 2007. 59 Ensafi, A.A.; Khayamian, T.; Khaloo, S.S. Application of adsortive cathodic differential pulse stripping method for simultaneous determination of copper and molybdenum using pyrogallol red. Anal. Chim. Acta, 505, 201, 2004. 60 Khaloo, S.S.; Ensafi, A.A.; Khayamian, T. Determination of bismuth and copper using adsorptive stripping voltammetry couple with continuous wavelet transform. Talanta, 71, 324, 2007.

CAPÍTULO 1

28

polimérica61. Obtuvieron límites de detección de 0,13 µg·L-1 Cu2+. Recientemente,

Hassan y col. han desarrollado dos nuevos sensores utilizando derivados cíclicos de

tetrapéptidos para determinar cobre con límites de detección aún más bajos62, 0,05 –

0,13 ng·L-1.

La espectroscopia de absorción atómica de llama, es una de las técnicas que

mayor implantación tiene en la mayoría de los laboratorios analíticos debido a su

relativa simplicidad, buena exactitud, precisión y coste para la cuantificación de

especies inorgánicas en una gran cantidad de muestras. No obstante, debido a los bajos

niveles de concentración en los que suele encontrarse este elemento en aguas naturales y

agua de mar, la metodología analítica está precedida en la mayoría de las ocasiones por

la introducción de un paso previo de preconcentración. En este sentido, Doner y Ege

emplearon la coprecipitación con hidróxido de aluminio y posterior disolución en medio

ácido para determinar cobre, cadmio y plomo en muestras de agua de mar y agua

mineral63. Con este sistema conseguían un factor de preconcentración de 125 y un límite

de detección para cobre de 3 µg·L-1. Mejores resultados en cuanto al límite de detección

(0,5 µg·L-1) y factor de preconcentración (200), se obtienen cuando se emplea 4-

metilpiperidinditiocarbamato potásico como coprecipitante64. En los últimos años, ha

crecido notablemente el número de métodos que adaptan la preconcentración on-line

utilizando un sistema en flujo acoplado a la espectroscopia de absorción atómica de

llama (FI-FAAS) para la determinación de cobre. Todos ellos se caracterizan por la

utilización de columnas empaquetadas rellenas de una fase estacionaria adecuada en la

que el analito forma un complejo con un agente quelatante apropiado y queda

adsorbido. Posteriormente, el metal se extrae con un eluyente adecuado y se determina

61 Szigeti, Z.; Bitter, I.; Tóth, K.; Latkoczy, C.; Fliegel, D.J.; Günther, D.; Prersch, E. A novel polymeric membrane electrode for the potentiometric analysis of Cu2+ in drinking water. Anal. Chim. Acta, 532, 129, 2005. 62 Hassan, S.S.M.; Elnemma, E.M.; Mohamed, A.H.K. Novel potentiometric copper(II) selective membrane sensors based on cyclic tetrapeptide derivatives as neutral ionophores. Talanta, 66, 1034, 2005. 63 Doner, G.; Ege, A. Determination of copper, cadmium and lead in seawater and mineral water by flame atomic absorption spectrometry after coprecipitation with aluminum hydroxide. Anal. Chim. Acta, 547, 14, 2005. 64 Efendioglu, A.; Yagan, M.; Bati, B. Bi(III)4-metylpiperidinedithiocarbamate coprecipitation procedure for separation-pre-concentration of trace metal ions in water samples by flame atomic absorption spectrometric determination. J. Hazard. Mater., 149, 160, 2007.

Introducción

29

por FAAS. Así, Yebra y col. empleando una minicolumna empaquetada con Amberlita

XAD-4 impregnada con PAN preconcentran cobre sin la interferencia de la matriz

salina obteniendo un límite de detección de 0,06 µg·L-1 con un factor de

enriquecimiento de 3065. Del mismo modo, Anthemidis y col. han desarrollado una

minicolumna empaquetada con policlorotrifluoroetileno (PCTFE) para preconcentrar el

complejo de cobre con dietilditiofosfato (DDPA)66. El límite de detección obtenido fue

de 0,07 µg·L-1 con un factor de enriquecimiento de 250.

Ghiasvand y col. han usado discos de octadecilsílice modificados con bis(2-

hidroxifenilamino) glioxima para preconcentrar cobre67. El límite de detección para este

método es de 0,004 µg·L-1.

Una alternativa a FAAS es la espectroscopia de absorción atómica en horno de

grafito. Esta técnica presenta ventajas respecto a la llama en cuanto a sensibilidad,

volumen de muestra necesario y selectividad, entre otras. En principio, se puede aplicar

directamente para la determinación de elementos traza en muchas muestras de aguas

naturales acidificadas debido a que su sensibilidad es adecuada. No obstante, en el caso

del agua de mar o en muestras fraccionadas para realizar la especiación del analito es a

veces necesario realizar un paso previo de preconcentración antes de efectuar el análisis

así como la adición de modificadores de matriz adecuados. En este sentido, algunos

autores han alcanzado buenos límites de detección: Tokman y col.68, L.D. = 3,6 µg·L-1;

Acar69, L.D. = 0,57 µg·L-1; Queiroz y col.70, L.D. = 5 ng·L-1.

65 Yebra, M.C.; Carro, N.; Enríquez, M.F.; Moreno-Cid, A.; García, A. Field sample preconcentration of copper in sea water using chelating minicolumns subsequently incorporated on a flow-injection-flame atomic absorption spectrometry system. The Analyst, 126, 933, 2001. 66 Anthemidis, A.N.; Ioannou, K.I.G. Evaluation of polychlorotrifluoroethylene as sorbent material for on-line solid phase extraction systems: Determination of copper and lead by flame atomic absorption spectrometry in water samples. Anal. Chim. Acta, 575, 126, 2006. 67 Ghiasvand, A.R.; Ghaderi, R.; Kakanejadifard, A. Selective preconcentration of ultra trace copper(II) using octadecyl silica membrane disks modified by a recently synthesized glyosime derivative. Talanta, 62, 287, 2004. 68 Tokman, N.; Akman, S.; Ozeroglu, C. Determination of lead, copper and manganese by graphite furnace atomic absorption spectrometry after separation/concentration using a water-soluble polymer. Talanta, 63, 699, 2004. 69 Acar, O. Determination of cadmium, copper and lead in soils, sediments and sea water samples by ETAAS using a Sc + Pd + NH4NO3 chemical modifier. Talanta, 65, 672, 2005.

CAPÍTULO 1

30

También, se utiliza la espectroscopia de emisión en plasma, siendo la de plasma

acoplado inductivamente (ICP) la que mayor implantación tiene. En esta técnica, el

plasma permite alcanzar temperaturas de hasta 10.000 K, lo que asegura la completa

atomización de la muestra, además de realizarse en un medio químicamente inerte. Otra

ventaja respecto de las anteriores técnicas analíticas es la posibilidad de realizar análisis

multielementales en tiempos relativamente cortos. No obstante, presenta inconvenientes

importantes, como por ejemplo sus elevados costes de mantenimiento y adquisición,

consumo de agua y electricidad, etc. Esto hace que esta técnica no sea muy accesible

para muchos laboratorios de investigación. Para el análisis de elementos traza en aguas

naturales no contaminadas presenta los mismos problemas que las técnicas precedentes,

no es lo suficientemente sensible como para permitir los análisis, por lo que es habitual

acudir a técnicas de preconcentración/separación previas a la medida. Así, Ferreira y

col. han conseguido un límite de detección para cobre en agua de mar de 94 ng·L-1 tras

su preconcentración utilizando la extracción en fase sólida71. En los trabajos realizados

por Sabarudin y col. se indica un límite de detección de 70 ng·L-1 empleando la

preconcentración on-line de la muestra sobre una resina que contiene ácido 3,4-

dihidroxibenzóico72. Utilizando otro derivado del ácido benzóico, el ácido 2-amino-5-

hidroxibenzóico, retenido sobre una resina para la preconcentración on-line y el análisis

por inyección secuencial acoplado a ICP-AES, el límite de deteccción alcanzado fue de

6 ng·L-1 de cobre73. En los últimos años, el acoplamiento de esta técnica con la

espectrometría de masas está mostrándose como una valiosa nueva alternativa. En esta

hibridación, la muestra se introduce en el ICP, en el que se produce su atomización e

70 Queiroz, Z.F.; Rocha, F.R.P.; Knapp, G.; Krug, F.J. Flow system with in-line separation/preconcentration coupled to graphite furnace atomic absorption spectrometry with W-Rh permanent modifier for copper determination in seawater. Anal. Chim. Acta, 463, 275, 2002. 71 Ferreira, S.L.C.; Queiroz, A.S.; Fernándes, M.S.; dos Santos, H.C. Application of factorial design and Doehlert matrix in optimization of experimental variables associated with the preconcentration and determination of vanadium and copper in seawater by inductively coupled plasma optical emission spectrometry. Spectrochim. Acta, Part B, 57, 1939, 2002. 72 Sabarudin, A.; Noguchi, O.; Oshima, M.; Higuchi, K.; Motomizu, S. Application of chitosan functionalized with 3,4-dihydroxy benzoic acid moiety for on-line preconcentration and determination of trace elements in water samples. Michrochim. Acta, 159, 341, 2007. 73 Sabarudin, A.; Lenghor, N.; Oshima, M.; Hakim, L.; Takayanagi, T.; Gao, Y.H.; Motomizu, S. Sequential-injection on-line preconcentration using chitosan resin functionalized with 2-amino-5-hydroxy benzoic acid for the determination of trace elements in environmental water samples by inductively coupled plasma-atomic absorption spectrometry. Talanta, 72, 1609, 2007.

Introducción

31

ionización, y posteriormente los iones formados pasan al espectrómetro de masas para

realizar la cuantificación de los analitos. A este tenor, Ndung´u y col. han comparado el

uso de la extracción líquido-líquido y posterior medida por GFAAS con la

preconcentración on-line en una columna y posterior determinación por ICP-MS74. Los

autores concluyeron que era necesario someter las muestras a digestión UV antes de su

preconcentración y posterior medida por ICP-MS para que las concentraciones de los

metales estudiados fueran coincidentes con las obtenidas por GFAAS.

Por último, se mencionarán otras técnicas empleadas para determinar cobre en

muestras naturales, aunque de uso poco frecuente. Así, la fluorescencia de rayos X por

energía dispersa se ha usado para la determinación simultánea de cobre y otros seis

elementos en muestras medioambientales tras su preconcentración con piperazin-1,4-

bis(ditiocarbamato)75, o la determinación de cobre, mercurio y plomo en agua potable

tras su preconcentración con una mezcla de NaDDTC y APDC empleando la

fluorescencia de rayos X de reflexión total76.

3.2. Métodos de Análisis de Cinc en Aguas Naturales

Del mismo modo que ocurre para el análisis de cobre en aguas naturales, la

determinación de la concentración de cinc en éstas requiere el uso de técnicas analíticas

lo suficientemente sensibles como para permitir alcanzar los niveles de concentración

en los que aparece. Para ello, en la mayoría de las ocasiones ha sido necesaria la

introducción de un paso previo de separación/preconcentración. A continuación se

comentarán brevemente algunos de los trabajos recientes más interesantes realizados

para el análisis de cinc en muestras acuosas.

74 Ndung´u, K.; Franks, R.P.; Bruland, K.W.; Flegal, A.R. Organic complexation and total dissolved trace metal analysis in estuarine waters: comparison of solvent-extraction graphite furnace atomic absorption spectrometric and chelating resin flow injection inductively coupled plasma-mass spectrometric analysis. Anal. Chim. Acta, 481, 127, 2003. 75 Lau, O.; Ho, S. Simultaneous determination of traces of iron, cobalt, nickel, copper, mercury and lead in water by energy-dispersive x-ray fluorescence spectrometry after preconcentration as their piperazino-1,4-bis(dithiocarbamate) complexes. Anal. Chim. Acta, 280 (2), 269, 1993. 76 Holyńska, B.; Ostachowicz, B.; Węgrzynek, D. Simple method of determination of copper, mercury and lead in potable water with preliminary pre-concentration by total reflection X-ray fluorescence spectrometry. Spectrochim. Acta, Part B, 51, 769, 1996.

CAPÍTULO 1

32

3.2.1. Complejos orgánicos coloreados de cinc. Para la determinación espectrofoto-

métrica de cinc se han propuesto diversos reactivos orgánicos, siendo los más habituales

la ditizona, el Zincon y el 1-(2-piridilazo)-2-naftol (PAN)77,78.

Métodos Discontinuos

Métodos Directos

Reddy y col. para determinar la concentración de cinc en muestras biológicas y

medioambientales han empleado como reactivo cromogénico la ditiosemicarbazona del

bencilo (BDTSC)79. Una vez formado el complejo, lo extraían previamente en

cloroformo, obteniendo un valor para la absortividad molar de ε = 4,2·103 L·mol-1·cm-1.

Las interferencias de otros iones se eliminaban utilizando disoluciones enmascarantes

de tiosulfato (para cobre, níquel y cobalto) y citrato (para plomo y manganeso). La

determinación de cinc en aguas naturales y suplementos nutricionales se ha realizado

por Kilian y Pyrzyńska80. Estos autores, utilizan el reactivo 5,10,15,20-tetraquis(4-

carboxifenil)porfirina, así como el efecto catalítico de plomo (II), para formar el

complejo con cinc y determinar su concentración. El coeficiente de absortividad molar y

el límite de detección que obtuvieron fueron 3,5·105 L·mol-1·cm-1 y 0,9 µg·L-1,

respectivamente. Afkhami y col. comparaban el método de regresión por mínimos

cuadrados parciales (PLS) y el método de la adición patrón en el punto H (HPSAM)

para la determinación simultánea de cinc, cobalto y níquel mediante la formación de sus

respectivos complejos con 1-(2-piridilazo)2-naftol (PAN) en un medio tensioactivo

proporcionado por Triton X-10081. Los autores concluyeron que con ambos métodos se

obtenían resultados similares. Posteriormente, Afkhami y Bahram han empleado la 77 Marczenko, Z. Spectrophotometric determination of elements. Capítulo 60. John Wiley & Sons Inc., New York, 1976. 78 Lobinski, R.; Marczenko, Z. Spectrochemical trace analysis for metals and metalloids. Elsevier, Amsterdam, 3ª Ed., 2002. 79 Reddy, B.K.; Kumar, J.R.; Sarma, L.S.; Reddy, A.V. Sensitive extractive spectrophotometric determination of zinc(II) in biological and environmental samples using benzildithiosemicarbazone. Anal. Lett., 35 (8), 1415, 2002. 80 Kilian, K.; Pyrzyńska, K. Spectrophotometric study of Cd(II), Pb(II), Hg(II) and Zn(II) complexes with 5,10,15,20-tetrakis(4-carboxylphenyl)porphyrin. Talanta, 60, 669, 2003. 81 Afkhami, A.; Bahram, M.; Zarei, A.R. Comparison of partial least squares regression and H-Point standard addition method for simultaneous determination of zinc, cobalt and nickel by 1-(2-pyridylazo)2-naphtol in micellar media. Microchim. Acta, 148, 317, 2004.

Introducción

33

extracción en el punto micelar (“cloud-point extraction”) y PLS1 para la determinación

simultánea de cinc, cobalto y níquel en muestras acuosas y de orina82. En esta ocasión,

los complejos formados con PAN se recogían en el tensioactivo Triton X-114. Otro

ejemplo del empleo de PAN como reactivo cromogénico y de Triton X-100 como

tensioactivo se encuentra en los trabajos realizados por Arvand y col. para determinar

cinc y cobre en muestras de aleaciones y sintéticas mediante HPSAM83. También se ha

realizado la determinación simultánea de mezclas binarias (Zn y Cd) mediante la

formación de los complejos con 2-(5-bromo-2-piridilazo)-5-dietilaminofenol en un

medio tensioactivo, proporcionado en esta ocasión por el cloruro de cetilpiridinio

(CPC)84. Para resolver las mezclas empleaban el espectro de derivadas, en concreto la 2ª

derivada, obteniendo un límite de detección para cinc de 19,6 ng·L-1, algo más de cien

veces superior al que obtenían midiendo en el modo normal (1,52 µg·L-1). El coeficiente

de absortividad molar también fue elevado, 1,19·105 L·mol-1·cm-1. Sivaramaiah y

Raveendra han empleado el reactivo isonicotinoíl hidrazona 2,4-dihidroxibenzaldehído

para determinar la concentración de cinc en aguas potables y muestras farmaceuticas85.

Estos autores obtuvieron un valor para la absortividad molar, ε = 3,55·104 L·mol-1·cm-1.

Además, alcanzan mayor sensibilidad del método cuando se emplea la

espectrofotometría de derivadas. Un límite de detección similar, 11 µg·L-1 de cinc, se

indica en los trabajos realizados por Ni y col. para la determinación simultánea de

hierro(II), cobre, cinc y manganeso en mezclas mediante la formación de los complejos

con 4-(2-piridilazo)-resorcinol (PAR)86. Los autores utilizan diversos métodos de

82 Afkhami, A.; Bahram, M. Cloud point extraction simultaneous spectrophotometric determination of Zn(II), Co(II) and Ni(II) in water and urine samples by 1-(2-pyridylazo)2-naphtol using partial least squares regression. Microchim. Acta, 155, 403, 2006. 83 Arvand, M.; Abolghasemi, S.; Zanjanchi, M.A. Simultaneous determination of zinc and copper(II) with 1-(2-pyridylazo)2-naphtol in micellar media by spectrophotometric H-Point standard addition method. J. Anal. Chem., 62 (4), 342, 2007. 84 Agnihotri, N.K.; Ratnani, S.; Singh, V.K. ; Singh, H.B. Simultaneous derivative spectrophotometric determination of zinc and cadmium with 2-(5-bromo-2-pyridylazo)-5-diethylaminophenol in the presence of cetylpiridinium chloride. Anal. Sci., 20, 955, 2004. 85 Sivaramaiah, S.; Raveendra, R.P. Direct and derivative spectrophotometric determination of zinc with 2,4-dihydroxybenzaldehyde isonicotinoyl hydrazone in potable water and pharmaceutical samples. J. Anal. Chem., 60, 828, 2005. 86 Ni, Y.; Wang, Y.; Kokot, S. Application of multivariate calibration methods for the simultaneous multiwavelenght spectrophotometric determination of Fe(II), Cu(II), Zn(II) and Mn(II) in mixtures. Anal. Let., 40, 1209, 2007.

CAPÍTULO 1

34

calibración multivariante para resolver las mezclas, concluyendo que PLS era el que

proporcionaba los mejores resultados.

Métodos con Preconcentración

La necesidad de introducir un paso previo de separación y/o preconcentración

antes de efectuar la medida surge como consecuencia de las bajas concentraciones en

las que suele encontrarse el cinc en diferentes muestras ambientales. Así, para

cuantificar la concentración de cinc en aguas naturales y sangre humana, Akl desarrolló

un método basado en la extracción y preconcentración en metilisobutil cetona (MIBK)

del complejo formado con el reactivo fenantroquinona monofeniltiosemicarbazona

(PPT)87. El máximo factor de preconcentración que alcanzó fue de 40, con un valor de

la absortividad molar, midiendo la fase orgánica, elevado: ε = 2,1·105 L·mol-1·cm-1.

Cuando el complejo formado por PPT con cinc se preconcentró mediante flotación

empleado ácido oléico como tensioactivo, se obtuvo un factor de preconcentración de

10088. El método se aplicó con resultados satisfactorios a diversos tipos de muestras

tales como fluídos biológicos, fármacos y aguas naturales. Los valores para el

coeficiente de absortividad molar y límite de detección fueron 1,83·105 L·mol-1·cm-1 y

10 µg·L-1, respectivamente.

En otras ocasiones se ha empleado la espectrofotometría de fase sólida. En esta

metodología, se produce la preconcentración del analito sobre un soporte sólido

mediante la reacción previa o simultánea para producir un compuesto cromogénico, que

posteriormente se determina espectrofotométricamente. En este sentido, Molina y col.

evaluaron la concentración de cinc en muestras medioambientales mediante la

formación del complejo con PAR en presencia de yoduro potásico y su posterior

87 Akl, M.A. Spectrophotometric and AAS determinations of trace zinc(II) in natural waters and human blood after preconcentration with phenanthraquinone monophenylthiosemicarbazone. Anal. Sci., 17, 561, 2001. 88 Akl, M.A. The use of phenantraquinone monophenyl thiosemicarbazone for preconcentration, ion flotation and spectrometric determination of zinc(II) in human biofluids and pharmaceutical samples. Bull. Korean Chem. Soc., 27 (5), 725, 2006.

Introducción

35

adsorción sobre el intercambiador aniónico Sephadex QAE A-2589. Empleando un

volumen de 100 mL de muestra obtuvieron un límite de detección de 2,5 µg·L-1,

mientras que éste se redujo hasta 0,3 µg·L-1 cuando utilizaban 500 mL de muestra. Estos

mismos autores empleando este método junto con la espectrofotometría de derivadas y

el diseño de experimentos, consiguen determinar simultáneamente cadmio y cinc en

aguas naturales90. En las condiciones optimizadas obtuvieron un límite de detección

para cinc de 0,19 µg·L-1.

Métodos en Continuo. Análisis por Inyección en Flujo (FIA)

Métodos Directos

Maniasso y col. han desarrollado un sistema FIA complejo para determinar

níquel, cobalto y cinc en muestras sintéticas91. En primer lugar, se forman los

correspondientes clorocomplejos metálicos que quedan adsorbidos en una mini-

columna rellena con una resina aniónica Dowex AG1-X8 y, posteriormente, se eluyen

de manera secuencial con ácido nítrico, reaccionando con Zincon antes de que se mida

la absorbancia. Alcanzaron una frecuencia de muestreo de 45 muestras/hora. También

utilizando Zincon como reactivo cromogénico y empleando las diferencias en las

reacciones de intercambio de ligandos con ácidos poliaminocarboxílicos, Shpigun y col.

desarrollaron un método para la determinación simultánea de cobre y cinc92. Obtuvieron

una frecuencia de muestreo de 90 muestras/hora y un límite de detección para cinc de

60 µg·L-1. Este límite de detección se redujo a la mitad, 30 µg·L-1 de cinc, cuando

utilizaron PAR como reactivo cromogénico93. Una frecuencia de muestreo superior, 120

muestras/hora y con un límite de detección de 15 µg·L-1 de cinc, se describe en los 89 Molina, M.F.; Nechar, M.; Bosque-Sendra, J.M. Determination of zinc in environmental samples by solid phase spectrophotometry: optimization and validation study. Anal. Sci., 14, 791, 1998. 90 Bosque-Sendra, J.M.; Nechar, M.; Molina, M.F. Experimental designs applied to solid-phase derivative spectrophotometry. Mikrochim. Acta, 134, 43, 2000. 91 Maniasso, N.; Zagatto, E.A.G.; Santelli, R.E. A new approach for compensating concentration gradients in flow analysis. Anal. Chim. Acta, 331, 17, 1996. 92 Shpigun, L.K.; Shushenachev, Y.V.; Kamilova, P.M. Kinetic separation in flow injection spectrophotometry: Simultaneous determination of copper and zinc in a single run. Anal. Chim. Acta, 573-574, 360, 2006. 93 Shpigun, L.K.; Shushenachev, Y.V.; Kamilova, P.M. Simultaneous spectrophotometric determination of copper(II) and zinc(II) based on their kinetic separation in flow-injection systems. J. Anal. Chem., 62 (7), 623, 2007.

CAPÍTULO 1

36

trabajos efectuados por Aggarwal y Patel para el análisis de cobalto y cinc en muestras

de diferente composición (bebidas, biológicas, ambientales y fármacos) 94. También, en

muestras de distinta composición, Yuanqian y col. empleando el método de regresión

por mínimos cuadrados parciales (PLS) han determinado simultáneamente cinc, cadmio

y plomo95. La frecuencia de muestreo en las condiciones óptimas fue de 30

muestras/hora. Ayora-Cañada y col. han determinado cinc en muestras de diferente

composición (cabello, productos farmacéuticos, cosméticos y aguas), utilizando un

cambiador catiónico (Dowex 50X4) situado en la célula de flujo sobre el que estaba

inmovilizado el reactivo cromogénico (PAN), formándose el complejo correspondiente

con el analito cuando la muestra percolaba a través del mismo96. En las condiciones

óptimas, obtuvieron una frecuencia de muestreo de 38 muestras/hora con un límite de

detección para cinc de 0,05 µg·L-1. Por otra parte, van Staden y Taljaard han propuesto

un sistema de inyección secuencial (SIA) con ditizona como reactivo cromogénico para

la determinación de siete cationes (Zn y otros) en diferentes tipos de muestras, entre

ellas las medioambientales97. En las condiciones optimizadas se pueden analizar 27

muestras/hora. Una frecuencia de muestreo superior, 40 muestras/hora, se obtiene en el

sistema SIA desarrollado por Thanasarakhan y col. para determinar cinc en productos

farmaceuticos98. Utilizando PAN como reactivo cromogénico y Triton X-100 como

tensioactivo lograban un límite de detección para cinc de 20 µg·L-1.

3.2.2. Otros Métodos. Del mismo modo que en el caso del cobre, la voltametría de

redisolución, tanto catódica como anódica, ha sido de las técnicas más empleadas. A

este tenor, Lau y Cheng utilizando ASV han determinado la concentración de cinc en

94 Aggarwal, S.G.; Patel, K.S. Flow injection analysis of Zn and Co in beverages, biological, environmental and pharmaceutical samples. Fresenius J. Anal. Chem., 362, 571, 1998. 95 Yuanqian, L.; Jingmei, H.; Jingguo, Y.; Bo, Z.; Yuanqing, H. Multi-component analysis by flow injection-diode array detection-spectrophotometry using partial least squares calibration model for simultaneous determination of zinc, cadmium and lead. Anal. Chim. Acta, 461, 181, 2002. 96 Ayora-Cañada, M.J.; Pascual-Reguera, M.I.; Molina, A. Continuos flow-through solid phase spectrophotometric determination of trace amounts of zinc. Anal. Chim. Acta, 375, 71, 1998. 97 van Staden, J.F.; Taljaard, R.E. Determination of lead(II), copper(II), zinc(II), cobalt(II), cadmium(II), iron(III), mercury(II) using sequential injection extractions. Talanta, 64, 1203, 2004. 98 Thanasarakhan, W.; Liawruangrath, S.; Wangkarn, S.; Liawruangrath, B. Sequential injection spectrophotometric determination of zinc(II) in pharmaceuticals based on zinc(II)-PAN in non-ionic surfactant medium. Talanta, 71, 1849, 2007.

Introducción

37

muestras acuosas tras la adición de sulfuro para eliminar la interferencia de cobre99. En

estas condiciones obtuvieron un límite de detección para cinc de 10 µg·L-1. Este valor se

redujo hasta 0,8 µg·L-1 cuando se recubría previamente el electrodo de trabajo con una

película de galio para eliminar las interferencias de cobre100. Suteerapataranon y col.

han desarrollado el acoplamiento de los sistemas FIA y SIA con el análisis por

DPASV101. Con el sistema acoplado FIA-DPASV alcanzaron un límite de detección

para cinc de 17 µg·L-1, el cual lo han disminuído ligeramente, empleando la misma

técnica acoplada (FIA-DPASV), van Staden y Matoetoe102. Los autores obtuvieron un

límite de detección para cinc de 14,7 µg·L-1. Locatelli y Torsi han empleado el método

de la adición patrón para evaluar cinc en presencia de manganeso en muestras

acuosas103. Emplearon como electrolito soporte una disolución reguladora de pH 9 y

alcanzaron un límite de detección para cinc de 0,007 µg·L-1.

También, se han empleado las técnicas potenciométricas para cuantificar la

concentración de cinc en muestras medioambientales como consecuencia del desarrollo

de nuevos electrodos selectivos. En este sentido, Muñoz y col. aplicaron un sistema de

flujo continuo para la determinación potenciométrica de cinc, cadmio, plomo, cobre,

níquel, cobalto y cromo en agua de río104. Para eliminar la interferencia de cobre en la

determinación de cinc emplearon Ga(III), obteniendo un límite de detección de 0,25

µg·L-1 para cinc.

Debido a los bajos niveles de concentración en los que se encuentra este metal

en muestras acuosas naturales, su determinación utilizando FAAS normalmente está

precedida por un paso previo de separación/preconcentración. Así, Giokas y col.

99 Lau, O.; Cheng, O. Determination of zinc in environmental samples by anodic stripping voltammetry. Anal. Chim. Acta, 376, 197, 1998. 100 Tyszczuk, K.; Korolczuk, M.; Grabarczyk, M. Application of gallium film electrode for elimination of copper interference in anodic stripping voltametry of zinc. Talanta, 71, 2098, 2007. 101 Suteerapataranon, S.; Jakmunee, J.; Vaneesorn, Y.; Grudpan, K. Exploiting flow injection and sequential injection anodic stripping voltammetric systems for simultaneous determination of some metals. Talanta, 58, 1235, 2002. 102 van Staden, J.F.; Matoetoe, M.C. Simultaneous determination of copper, lead, cadmium and zinc using differential pulse anodic stripping voltammetry in a flow system. Anal. Chim. Acta, 411, 201, 2000. 103 Locatelli, C.; Torsi, G. Voltammetric trace metal determinations by cathodic and anodic stripping voltammetry in environmental matrices in the presence of mutual interference. J. Electroanal. Chem., 509, 80, 2001. 104 Muñoz, E.; Palmero, S.; García, M.A. A continuous flow system design for simultaneous determination of heavy metals in river water samples. Talanta, 57, 985, 2002.

CAPÍTULO 1

38

utilizaron una membrana polimérica modificada con PAN para preconcentrar cinc antes

de su medida105. Lograron un límite de detección para el analito de 0,7 µg·L-1. Ma y col.

utilizaron sec-butilditiofosfato (2-DBuDPA) y citrato como agente enmascarante para

cuantificar este analito en muestras biológicas y medioambientales en medio ácido106.

Los autores han indicado un límite de detección para cinc de 0,5 µg·L-1. Empleando

dietilditiocarbamato sódico (NaDDTC) para la formación de los complejos metálicos y

Amberlita XAD-2000 como adsorbente se ha alcanzado un límite de detección de 0,15

µg·L-1 para cinc107. Un límite de detección aún más bajo, 0,05 µg·L-1, con un factor de

preconcentración de 200, se indica en los trabajos realizados por Li y col. utilizando

trifenilmetano microcristalino cargado con verde de malaquita para separar y

preconcentrar el analito108. También, utilizando la preconcentración on-line en sistemas

en flujo, Lemos y col. obtuvieron un límite de detección de 0,37 µg·L-1 empleando

columnas empaquetadas con poliuretano y cargadas con 2-[2´-(6-metilbenzotiazolil-

azo)]-4-bromofenol (Me-BTABr)109. Empleando el mismo tipo de columna pero con

PAR como complejante, dos Santos y col. obtuvieron un límite de detección 0,28 µg·L-1

de cinc110. Tuzen y Soylak han usado ditizona como agente complejante de cadmio,

cobre, cobalto, hierro, plomo, níquel y cinc en muestras acuosas (río, mar, potable) y la

resina Diaion HP-2MG como adsorbente de los complejos formados111. Con este

sistema obtuvieron un factor de preconcentración de 375 para todos los cationes y un

105 Giokas, D.L.; Paleologos, E.K.; Prodromidis, M.I.; Karayannis, M.I. Development of 1-(2-pyridylazo)-2-naphtol-modified polymeric membranes for the effective batch pre-concentration and determination of zinc traces with flame atomic absorption spectrometry. Talanta, 56, 491, 2002. 106 Ma, R.; van Mol, W.; Adams, F. Flow injection sorbent extraction with dialkyldithiophosphates as chelating agent for the determination of zinc by flame atomic absorption spectrometry. Anal. Chim. Acta, 309, 395, 1995. 107 Bulut, V.N.; Gundogbu, A.; Duran, C.; Senturk, H.B.; Soylak, M.; Elci, L.; Tufekci, M. A multi-element solid-phase extraction method for trace metals determination in environmental samples on Amberlite XAD-2000. J. Hazard. Mat., 146, 155, 2007. 108 Li, Q.; Zhao, X.; Lv, Q. ; Liu, G. The determination of zinc in water by flame atomic absorption spectrometry after its separation and preconcentration by malachite green loaded microcrystalline triphenylmethane. Sep. Purif. Technol., 55, 76, 2007. 109 Lemos, V.A.; dos Santos, W.N.; Silva, J.; Becerra, M. On-line preconcentration system using a minicolumn of polyurethane foam loaded with Me-BTABr for zinc determination by flame atomic absorption spectrometry. Anal. Chim. Acta, 481, 283, 2003. 110 dos Santos, W.N.; Santos, C.M.C.; Ferreira, S.L.C. Application of three-variables Doehlert matrix for optimisation of an on-line pre-concentration system for zinc determination in natural water samples by flame atomic absorption spectrometry. Microchem. Journal, 75, 211, 2003. 111 Tuzen, M.; Soylak, M. Column system using diaion HP-2MG for determination of some metal ions by flame atomic absorption spectrometry. Anal. Chim. Acta, 504, 325, 2004.

Introducción

39

límite de detección para cinc de 0,14 µg·L-1. También se han empleado las resinas tipo

Amberlita, como se indica en los trabajos realizados por Liu y col. para la separación y

preconcentración on-line de cadmio, cobalto, cobre y cinc en muestras acuosas112. Los

autores retenían los analitos en forma de complejos con 2,6-dixidroxifenil-

diazoaminoazobenceno sobre una microcolumna rellena con Amberlita XAD-4

impregnada con el reactivo. La frecuencia de muestreo que conseguían con este sistema

era de 30 muestras/hora y alcanzaron un límite de detección para cinc de 0,2 µg·L-1. Un

sistema también interesante para la preconcentración de cinc en agua de mar

directamente en la etapa de muestreo es el que se propone por Yebra-Biurrun y Cespón-

Romero113. La muestra de agua de mar se bombea directamente hacia una minicolumna

empaquetada con una resina que contiene grupos aminometilfosfónicos (Chelita P) en la

que queda retenido el analito. Una vez en el laboratorio, las minicolumnas se insertan en

un sistema FIA donde el analito se eluye con ácido clorhídrico y se analiza

directamente. Con este sistema se obtuvo un límite de detección de 0,02 µg·L-1 de cinc.

Huang y Shih han determinado directamente por ETAAS la concentración de

cinc en agua de mar mediante adición patrón y ácido cítrico como modificador114. En

las condiciones optimizadas obtuvieron un límite de detección de 0,11 µg·L-1, el cual

consiguieron reducir hasta 0,024 µg·L-1 empleando vanadio como modificador.

También para la determinación directa de cinc en diferentes tipos de aguas (potable,

mar, residuales y de irrigación), Terrés y col. han indicado un límite de detección de

0,247 µg·L-1 empleando magnesio como modificador115.

Empleando la espectroscopia de emisión de plasma, Zheng y col. han

cuantificado cobre, plomo, cinc y cadmio en muestras biológicas y de aguas naturales

112 Liu, Y.; Guo, Y.; Meng, S.; Chang, X. Online separation and preconcentration of trace heavy metals with 2,6-dihydroxyphenyl-diazoaminoazobenzene impregnated amberlite XAD-4. Microchim. Acta, 158, 239, 2007. 113 Yebra-Biurrun, M.; Cespón-Romero, R. Minicolumn field sampling-preconcentration of trace zinc from seawater and its laboratory detectiion by flow injection flame atomic absorption spectrometry. Anal. Sci., 22, 51, 2006. 114 Huang, S.; Shih, K. Direct determination of zinc in seawater by graphite furnace atomic absorption spectrometry. Spectrochim. Acta, 50B, (8), 837, 1995. 115 Terrés, C.; Navarro, M.; Martín, F.; Jiménez, R.; López, H.; López, M.C. Determination of zinc levels in waters from southeastern Spain by electrothermal atomic absorption spectrometry: relationship with industrial activity. Water Res., 36, 1912, 2002.

CAPÍTULO 1

40

(río, lago)116. Los analitos se preconcentraban sobre una microcolumna de

dietilditiocarbamato impregnado sobre dióxido de titanio y posteriormente se eluían con

ácido clorhídrico. El límite de detección para cinc fue de 0,39 µg·L-1 en las condiciones

óptimas. Mejores límites de detección para cinc, 0,02 µg·L-1, se indican en los trabajos

realizados por Katarina y col. para la preconcentración on-line de cinc y otros doce

elementos en aguas naturales117. Los autores desarrollaron un sistema automatizado para

el pretratamiento de la muestra en el que los analitos quedaban retenidos en una mini-

columna empaquetada con Muromac A-1 (iminodiacetato sódico) y posteriormente eran

eluídos por una disolución de ácido nítrico.

Se ha empleado la técnica ICP-MS para la especiación multielemental de cinc y

otros elementos en aguas naturales, como se recoge en los trabajos realizados por Point

y col.118. En éstos, los autores desarrollaron un sistema automatizado en el que las

muestras eran sometidas a radiación UV on-line y posteriormente se preconcentraban en

el propio lugar de muestreo antes de su análisis. Obtuvieron un límite de detección para

cinc de 0,027 µg·L-1.

Para concluir, mencionaremos otros trabajos realizados para determinar cinc

empleando técnicas instrumentales diferentes a las mencionadas anteriormente. Así,

podemos citar los trabajos realizados por Jurado-González y col. para determinar el

contenido de cinc, sodio, calcio y magnesio en agua potable por electroforesis capilar

aplicando el diseño factorial119. En las condiciones óptimas, lograron un límite de

detección para cinc de 32 µg·L-1. La misma técnica fue utilizada por Qu y col. para la

separación simultánea de cinc y otros nueve cationes en diferentes tipos de muestras120.

116 Zheng, H.; Chag, X.; Lian, N.; Wang, S.; Cui, Y.; Zhai, Y. A pre-enrichment procedure using dietyldithiocarbamate-modified TiO2 nanoparticles for the analysis of biological and natural water samples by ICP-AES. Intern. J. Environ. Anal. Chem., 86 (6), 431, 2006. 117 Katarina, R.K.; Lenghor, N.; Motomizu, S. On-line preconcentration method for the determination of trace metals in water samples using a fully automated pretreatment system coupled with ICP-AES. Anal. Sci., 23, 343, 2007. 118 Point, D.; Bareille, G.; Pinaly, H.; Belin, C.; Donard, O.F.X. Multielemental speciation of trace metals in estuarine waters with automated on-site UV photolysis and resin chelation coupled to inductively coupled plasma mass spectrometry. Talanta, 72, 1207, 2007. 119 Jurado-González, J.A.; Galindo, M.D.; García, M. Factorial designs applied to the development of a capillary electrophoresis method for the analysis of zinc, sodium, calcium and magnesium in water samples. Talanta, 59, 775, 2003. 120 Qu, F.; Lin, J.; Chen, Z. Simultaneous separation of nine metal ions and ammonium with nonaqueous capillary electrophoresis. J. Chromatogr. A, 1022, 217, 2004.

Introducción

41

El límite de detección que alcanzaron para Zn, empleando capilares de 150 micras de

diámetro interno, fue de 50 µg·L-1. También se ha empleado la fluorescecia de rayos X

(EDXRF) para la determinación de cinc y otros elementos en agua de mar con buenos

límites de detección, como se recogen en los trabajos de Melquiades y col. (2 µg·L-1)121

o Jiang y col. (0,21 µg·L-1)122.

3.3. Métodos de Análisis de Vanadio en Aguas Naturales

Del mismo modo que ocurre para cobre y cinc, la concentración de vanadio en

aguas naturales se encuentra del orden de los µg·L-1 e inferior, en consecuencia, los

métodos de análisis desarrollados para su determinación deben poseer una adecuada

sensibilidad. En este sentido, existen en la bibliografía una gran cantidad de métodos

analíticos descritos basados en la utilización de distintas técnicas instrumentales

(electroquímicas, espectroscópicas, espectrofotométricas, etc.) para la determinación de

su concentración en aguas naturales. No obstante, la mayoría de las muestras

ambientales acuosas naturales requieren una etapa previa de concentración del analito.

3.3.1. Complejos orgánicos coloreados de vanadio. Para el análisis

espectrofotométrico directo de vanadio en muestras acuosas se suelen utilizar 8-

hidroxiquinoleína (8-HQ) y N-benzoíl-N-fenilhidroxilamina (BPHA) como agentes

complejantes clásicos, determinándose vanadio(V) tras la extracción de los complejos

formados en cloroformo123,124. En el caso de vanadio(IV) se han empleado derivados del

121 Melquiades, F.L.; Parreira, P.S.; Yabe, M.J.; Corazza, M.Z.; Funfas, R.; Appoloni, C.R. Factorial design for Fe, Cu, Zn, Se and Pb preconcentration optimization with APDC and analysis with a portable X-ray fluorescence system. Talanta, 73, 121, 2007. 122 Jiang, Z.T.; Yu, J.C.; Liu, H.Y. Simultaneous determination of cobalt, copper and zinc by energy dispersive X-ray fluorescence spectrometry after preconcentration on PAR-loaded ion-exchange resin. Anal. Sci., 21, 851, 2005. 123 Marczenko, Z. Spectrophotometric determination of elements. Capítulo 59. John Wiley & Sons Inc., New York, 1976. 124 Marczenko, Z.; Balcerzak, M. Separation, preconcentration and spectrophotometry in inorganic analysis. Elsevier, Amsterdam, 2000.

CAPÍTULO 1

42

trifenilmetano, como Violeta de Pirocatecol (PV), Cromo azurol S (CAS) o Eriocromo

cianina R (ECR), en presencia de tensioactivos catiónicos125.

Taylor y van Staden realizaron una revisión en la que se recogían los reactivos

orgánicos más habituales para la determinación de vanadio(IV) y vanadio(V) en

diferentes tipos de muestras basados en distintos tipos de reacciones (redox, formación

de complejos, catalíticas y enzimáticas) así como los distintos métodos de separación

empleados (HPLC, intercambio iónico, preconcentración, etc.)126. Una revisión aún más

reciente es la realizada por Pyrzynska, en la que se indican los métodos más interesantes

para la determinación espectrofotométrica de vanadio127.

Métodos Discontinuos

Métodos Directos

Abebaw y Chandravanshi han propuesto la determinación de vanadio(V) en

diversos tipos de muestras (aceros, sangre y aguas)128. Los autores empleaban el ácido

N-fenil-cinamohidroxámico (PCHA) en presencia de los ácidos monocloroacético o

tricloroacético para formar los complejos que se extraían en cloroformo antes de la

medida espectrofotométrica. Obtuvieron coeficientes de absortividad molar

relativamente bajos, 6700 y 7750 L·mol-1·cm-1 con mono- y tricloroacético,

respectivamente, en muestras sanguíneas. Para determinar la concentración de vanadio

en aceros y muestras acuosas emplearon el mismo reactivo, PCHA, pero en presencia de

azida129. En esta ocasión, consiguieron mejorar el coeficiente de absortividad molar,

9000 L·mol-1·cm-1. Spinola Costa y col. desarrollaron un método para determinar V(IV)

basado en la oxidación de éste por Fe(III) y la posterior medida del complejo formado

125 Jarosz, M.; Marczenko, K. Study of the formation of vanadium(IV) complexes with some triphenylmethane reagents and cationic surfactans. Analyst, 109, 35, 1984. 126 Taylor, M.J.C.; van Staden, J.F. Spectrophotometric determination of vanadium(IV) and vanadium(V) in each other`s presence. Analyst, 119, 1263, 1994. 127 Pyrzynska, K. Recent developments in spectrophotometric methods for determination of vanadium. Microchim. Acta, 149, 159, 2005. 128 Abebaw, A.; Chandravanshi, B.S. Extraction and spectrophotometric determination of vanadium(V) with N-phenylcinnamohydroxamic acid and monochloroacetic acid or trichloroacetic acid. Bull. Chem. Soc. Ethiop., 10 (2), 121, 1996. 129 Abebaw, A.; Chandravanshi, B.S. Extraction and spectrophotometric determination of vanadium(V) with N-phenylcinnamohydroxamic acid and azide. Chem. Anal., 43 (1), 33, 1998.

Introducción

43

entre el Fe(II) resultante y 2-(5-bromo-2-piridilazo)-5-dietilaminofenol (Br-PADAP)130.

Los autores obtuvieron un coeficiente de absortividad molar, ε = 2,8·104 L·mol-1·cm-1, y

un límite de detección de 5,5 µg·L-1.

En otras ocasiones, se ha usado tetracloruro de carbono para extraer el complejo

formado, como han empleado Agnihotri y col.131. Los autores usaron la 6-cloro-3-

hidroxi-7-metil-2-(2-tienil)-4H-cromo-4-ona (CHMTC) como reactivo cromogénico

para cuantificar la concentración de vanadio(V) en las muestras sin interferencias de la

mayoría de cationes importantes y algunos aniones. Además, alcanzaron un valor

elevado para el coeficiente de absortividad molar, ε = 8,26·104 L·mol-1·cm-1.

Otro compuesto orgánico que también se ha utilizado como agente extractante

ha sido la acetona. Habitualmente ésta se adiciona en una relación del 50% (v/v) para

extraer el complejo, como se indica en los trabajos realizados por Jamaluddin y Banoo

para determinar vanadio en muestras de diferente composición (industriales,

medioambientales, biológicas y suelos) empleando como reactivo cromogénico la 1,5-

difenilcarbohidrazida (DPCH) 132. Obtuvieron un límite de detección para vanadio de 20

µg·L-1 y un coeficiente de absortividad molar de 4,32·104 L·mol-1·cm-1.

En otras ocasiones se han desarrollado métodos basados en la formación de

complejos ternarios. Así, utilizando otro derivado del ácido hidroxámico, el N-

fenilbenzohidroxámico (PBHA), Kamavisdar y Patel desarrollaron un método para

determinar vanadio(V) en aguas residuales industriales133. El complejo formado por

PBHA, yodato potásico y violeta cristal se extraía en cloroformo y se determinaba la

concentración del analito en la fase orgánica. El coeficiente de absortividad molar y

límite de detección que obtuvieron fueron de 7200 L·mol-1·cm-1 y 44 µg·L-1,

respectivamente. Un valor para el coeficiente de absortividad molar superior, ε = 2,4·104

L·mol-1·cm-1, se indica en los trabajos desarrollados por Gavazov y col. para cuantificar

130 Spinola Costa, A.C.; Teixeira, L.S.G.; Valli Jaeger, H.; Ferreira, S.L.C. Spectrophotometric determination of vanadium(IV) in the presence of vanadium(V) using Br-PADAP. Microchim. Acta, 130, 41, 1998. 131 Agnihotri, N.; Dass, R.; Mehta, J.R. A highly sensitive and selective spectrophotometric determination of vanadium(V) using 6-chloro-3-hydroxy-7-methyl-2-(2-thienyl)-4H-chromen-4-one. Anal. Sci., 15, 1261, 1999. 132 Jamaluddin, M.; Banoo, S. Spectrophotometric method for determination of vanadium and its application to industrial, environmental, biological and soil samples. Talanta, 48, 1085, 1999. 133 Kamavisdar, A; Patel, K.S. Extraction spectrophotometric determination of vanadium in industrial waste water. J. Chin. Chem. Soc., 47 (5), 1161, 2000.

CAPÍTULO 1

44

vanadio(V) en muestras acuosas y aleaciones134. El método se basa en la formación de

un complejo de asociación iónica ternario entre el analito, PAR y cloruro de 2-(4-

yodofenil-3-(4-nitrofenil)-5-feniltetrazolio), (INT). Para eliminar interferencias utilizan

fluoruro amónico (NH4F) y ácido 1,2-diaminociclohexano tetraacético (CDTA). Para

determinar vanadio(IV), Starczewska ha propuesto dos métodos basados en la

formación de complejos ternarios entre el analito, Cromo azurol S (CAS) y cloruro de

imipramina (IMI) o cloruro de clorpromacina (CPX)135. El intervalo de linealidad para

ambos sistemas fue de 0,17-1,7 mg·L-1 de vanadio(IV), con valores de absortividad

molar de 1,2·104 L·mol-1·cm-1 y 1,5·104 L·mol-1·cm-1 para V(IV)-CAS-IMI y V(IV)-

CAS-CPX, respectivamente. Para eliminar las interferencias de diversos cationes se

adicionaban fluoruro, citrato y tiourea.

También se ha utilizado la espectrofotometría de derivadas para determinar

vanadio(V) en muestras acuosas, como se recoge en los trabajos realizados por Abbas y

col.136. Los autores empleaban la formación de complejos ternarios entre los analitos,

PAR y cloruro de cetilpiridinio (CPC) como tensioactivo para la determinación

simultánea de uranio(VI) y vanadio(V) empleando la primera derivada del espectro.

Para eliminar las interferencias adicionaban AEDT, obteniendo valores muy bajos tanto

para la absortividad molar como para el límite de detección, ε = 2,8·103 L·mol-1·cm-1 y 3

mg·L-1, respectivamente. En los trabajos realizados por Abbaspour y Mirzajani se utiliza

la técnica de la corrección espectral (corrección-β) y las redes neuronales para la

determinación simultánea de vanadio(V) y aluminio(III) en muestras sintéticas,

aleaciones y agua potable137. El reactivo que empleaban para la formación de los

respectivos complejos era Rojo de Alizarina S (ARS). Estos mismos autores utilizaron

la corrección-β y mínimos cuadrados parciales (PLS) para determinar simultáneamente

vanadio(IV) y vanadio(V) en diferentes tipos de muestras acuosas (río, mineral, 134 Gavazov, K.; Simeonova, Z.; Alexandrov, A. Extraction spectrophotometric determination of vanadium in natural waters and alluminium alloys using pyridyl azo resorcinol (PAR) and iodo-nitro-tetrazolium chloride (INT). Talanta, 52, 539, 2000. 135 Starcczewska, B. Spectrophtotometric determination of vanadium(IV) by ternary complexes of chrome azurol S with imipramine and chlorprothixene. J. Trace and Microprobe Techn., 20 (3), 377, 2002. 136 Abbas, M.N.; Homoda, A.M.; Mostafa, G.A.E. First derivative spectrophotometric determination of uranium(VI) and vanadium(V) in natural and saline waters and some synthetic matrices using PAR and cetylpyridinium chloride. Anal. Chim. Acta, 436, 223, 2001. 137 Abbaspour, A.; Mirzajani, R. Application of the spectral correction method and “neural networks” for simultaneous determination of V(V) and Al(III). Talanta, 64, 435, 2004.

Introducción

45

residual, potable) con buenos resultados138. En esta ocasión utilizaban Rojo de Pirogalol

(PGR) como reactivo y el tensioactivo bromuro de cetiltrimetilamonio (CTAB) para

evitar la reacción de oxidación que tenía lugar entre V(V) y PGR, garantizando así la

estabilidad del complejo formado entre ambos.

Métodos catalíticos

Se ha utilizado el efecto catalítico de ambas especies de vanadio en la oxidación

de diferentes reactivos orgánicos para el desarrollo de métodos cinéticos. En este

sentido, Ensafi y col. utilizaron el efecto catalítico de vanadio(V) en la reacción de

oxidación de Azul Nilo por bromato para determinar trazas de vanadio en muestras

acuosas y de leche139. El principal inconveniente del método era la fuerte influencia de

las interferencias. Este problema no ocurría en los estudios realizados por Gao y col., en

el que utilizaban la oxidación de la metanoimina por bromato en presencia de

vanadio(V) como catalizador140. En estas condiciones, alcanzaron un límite de detección

de 0,2 µg·L-1. Otro método también prácticamente libre de interferencias se ha indicado

para la reacción de oxidación de Azul de anilina por bromato en presencia de V(IV)

como catalizador141. Para cuantificar el analito empleaban el método de tiempo fijo,

midiendo el descenso de absorbancia que se producía en el reactivo desde 0,5-5 minutos

desde que se iniciaba la reacción. La presencia de vanadio(V) en una relación en peso

respecto de vanadio(IV) de hasta 700 no interfiere en la reacción. El límite de detección

que alcanzaron fue de 2 µg·L-1. Un valor más bajo para este parámetro, 0,014 µg·L-1, se

indica en los trabajos realizados por Zhai y col. en la cuantificación de vanadio(V) en

138 Abbaspour, A.; Mirzajani, R. Application of spectral β-correction method and partial least squares for simultaneous determination of V(IV) and V(V) in surfactant media. Spectrochim. Acta, Part A, 64, 646, 2006. 139 Ensafi, A.A.; Amini, M.K.; Mazloum, M. Spectrophotometric reaction rate method for the determination of trace amounts of vanadium(V) by its catalytic effect on the oxidation of Nile Blue with bromate. Anal. Lett., 32 (9), 1927, 1999. 140 Gao, J.Z.; Zhang, X.; Zhao, B.W.; Yang, W.; Zhao, Y.C.; Yuang, L.; Wang, X.W.; Kang, J.W. Spectrophotometric determination of trace amounts of vanadium(V) by means of its catalytic effect on oxidation of azomethine-H by bromate. Rare metals, 19 (2), 123, 2000. 141 Safavi, A.; Hormozi Nezhad, M.R.; Shams, E. Highly selective and sensitive kinetic spectrophotometric determination of vanadium(IV) in presence of vanadium(V). Anal. Chim. Acta, 409, 283, 2000.

CAPÍTULO 1

46

muestras acuosas de diferente composición142. Los autores utilizaron el efecto catalítico

de vanadio(V) en la oxidación de p-acetilarsenazo con bromato en un medio fosfórico y

en presencia de ácido cítrico. El valor de absortividad molar que lograron fue muy

elevado, ε = 2,64·106 L·mol-1·cm-1. Kiran Kumar y Revanasiddappa han desarrollado un

método catalítico aplicable a muestras de muy diferente composición: aceros, productos

farmaceuticos, aguas, suelos y biológicas143. El método está basado en la oxidación de

Azul de Variamina por vanadio(V) y la posterior medida de la absorbancia del aducto

formado. El límite de detección que obtuvieron para el analito fue de 10 µg·L-1 y el

valor de absortividad molar ε = 1,65·104 L·mol-1·cm-1.

Recientemente se están empleando las reacciones de acoplamiento oxidativo.

Éstas consisten en la formación de un compuesto coloreado como consecuencia de la

reacción catalizada por vanadio entre dos compuestos orgánicos. En este sentido,

Krishna Priya y col. han propuesto dos reacciones de acoplamiento oxidativo

catalizadas por vanadio(V) para cuantificar su concentración en muestras de diferente

composición (aguas naturales, plantas, suelos, sintéticas, biológicas y farmaceuticas)144.

Ambas están basadas en la reacción de oxidación de 2,4-dinitrofenil hidracina (2,4-

DPNH) o 4-amino piridina (4-AP) por vanadio(V) y su posterior acoplamiento con

cloruro de N-(1-naftil) etilendiamina (NEDA). Los límites de detección que obtuvieron

fueron 0,358 mg·L-1 y 0,704 mg·L-1 para los sistemas 2,4-DPNH-NEDA y 4-AP-NEDA,

respectivamente. Límites de detección similares se han obtenido empleando diferentes

compuestos acoplados a NEDA, tales como 4-bromofenil hidracina (4-BPH)145 ó 4-

aminoantipirina (4-AAP)146.

142 Zhai, Q.Z.; Jiang, T.S.; Yuan, K.Y.; Hu, W.H.; Wang, W.; Zhao, R.X. Study on catalytic kinetic spectrophotometric system of V(V)-ASApA-KBrO3 and its application. Rare metal materials and engineering, 33 (2), 222, 2004. 143 Kiran Kumar, T.N.; Revanasiddappa, H.D. Spectrophotometric determination of vanadium using variamine blue and its application to synthetic, environmental and biological samples. J. Iranian Chem. Soc., 2 (2), 161, 2005. 144 Krishna Priya, B.; Subrahmanyam, P.; Dilip Kumar, J.; Chiranjeevi, P. Simple sensitive spectrophotometric determination of vanadium in biological and environmental samples. E-J. Chem., 3 (13), 286, 2006. 145 Rekha, D.; Suvardhan, K.; Suresh, Kumar, K.; Subrahmanyam, P.; Jayaraj, B.; Ramakrishna Naidu, G.; Chiranjeevi, P. Spectrophotometric determination of V(V) in environmental, biological, pharmaceutical and alloy samples by novel oxidative coupling reactions. J. Haz. Mat., 140, 180, 2007. 146 Suresh Kumar, K.; Suvardhan, K.; Krishnaiah, L.; Rehka, D.; Kiran, K.; Janardhanam, K.; Jayaraj, B.; Chiranjeevi, P. Development of novel reactions for the simple and sensitive spectrophotometric determination of vanadium in various samples. Talanta, 71, 588, 2007.

Introducción

47

Métodos con Preconcentración

Como ya se ha mencionado anteriormente, la necesidad de utilizar métodos de

preconcentración diferentes a la extracción líquido-líquido surge como consecuencia de

las bajas concentraciones en las que suele encontrarse el analito en muestras naturales.

Así, Boudra y col. desarrollaron un método en el que el complejo formado con

Eriocromo cianina R (ECR), tras reducir el V(V) con ácido ascórbico se adsorbía sobre

un intercambiador aniónico, Sephadex DEAE A-25147. En las condiciones óptimas y

para un litro de muestra, obtuvieron un límite de detección de 0,6 µg·L-1. Un método

similar se encuentra en los trabajos realizados por Fernández y col.148. En esta ocasión

se utilizaba una resina de intercambio iónico (Dowex 1-X8) y PAR como reactivo

cromogénico. El límite de detección que obtuvieron así como la absortividad molar

fueron de 18 ng·L-1 y 2,1·108 L·mol-1·cm-1, respectivamente. No obstante, el tiempo

requerido para llevar a cabo todas las operaciones necesarias (agitación, filtración,

centrifugación, etc.) antes de proceder a la medida era bastante largo. Otro método

igualmente tedioso se encuentra en los trabajos desarrollados por Amin, en el que

empleaba la misma resina que en el caso anterior (Dowex 1-X8) pero el reactivo

cromogénico era 2,3-dicloro-6(3-carboxi-2-hidroxinaftilazo)quinoxalina (DCHNQ)149.

En las condiciones óptimas para un litro de muestra, el límite de detección y el

coeficiente de absortividad molar fueron 9 ng·L-1 y 2,32·108 L·mol-1·cm-1,

respectivamente. También empleando un litro de muestra, Li y col. obtuvieron un límite

de detección para vanadio(V) de 23 ng·L-1 con un factor de preconcentración de 200150.

El método se basaba en la preconcentración del analito sobre trifenilmetano

microcristalino cargado con violeta cristal y la posterior medida espectrofotométrica del

complejo adsorbido.

147 Boudra, S.; Bosque-Sendra, J.M.; Valencia, M.C. Determination of vanadium by solid-phase spectrophotometry after its preconcentration as an Eriochrome Cyanine R complex on a dextran-type exchanger. Talanta, 42, 1525, 1995. 148 Fernández, M.L.; Molina, A.; Pascual, M.I.; Capitán, L.F. Solid-phase spectrophotometric determination of trace amounts of vanadium at sub-ng/mL level with 4-(2-pyridilazo)resorcinol. Talanta, 42, 1057, 1995. 149 Amin, A.S. Solid-phase spectrophotometric determination of trace amounts of vanadium using 2,3-dichloro-6(3-carboxy-2-hydroxymaphtylazo)quinoxaline. Spectrochim. Acta Part A, 59, 1025, 2003. 150 Li, Q.; Zhao, X.; Jiang, K.; Liu, G. The study of preconcentration and separation of vanadium(V) using microcrystalline triphenylmethane loaded with crystal violet and the determination of vanadium(V) in water samples by spectrophotometry. Microchim. Acta, 158, 123, 2007.

CAPÍTULO 1

48

En otras ocasiones se ha empleado la técnica de la flotación del complejo

formado mediante la adición de un tensioactivo apropiado. Un ejemplo de ésta se

encuentra en los trabajos realizados por Akl y col. para determinar V(IV) en muestras

de diferente composición151. Los autores formaban el complejo con 1-(2-hidroxi-4-

metoxibenzofenona)-4-feniltiosemicarbazona (MBTH) y ácido oléico (HOL) como

tensioactivo, adicionando tiosulfato y/o un exceso de reactivo para eliminar las

interferencias.

Actualmente se siguen desarrollando métodos espectrofotométricos orientados a

la preconcentración, separación y especiación de vanadio en aguas naturales. En primer

lugar, mediante resinas de intercambio iónico se consigue separar y preconcentrar el

analito y, posteriormente, se determina la concentración de las dos especies

predominantes de vanadio en muestras acuosas mediante la medida espectrofotométrica

de los complejos formados. Así, Bosque y col., utilizan como resina Sephadex DEAE

A-25 para separar y preconcentrar los complejos formados con Eriocromo cianina R

(ECR)152. En las condiciones óptimas, obtuvieron un límite de detección para V(IV) y

V(V) de 1,6 µg·L-1 y 1,4 µg·L-1, respectivamente. Un límite de detección similar para

vanadio(V), de 1,6 µg·L-1, se indica en los trabajos realizados por Filik y col.153. En

éstos, se utilizaba la resina Amberlita XAD-2 enlazada con el reactivo palmitoil 8-

quinolinol para preconcentrar y separar vanadio de la matriz de la muestra en la

columna. Tras su elución, se formaba el complejo del analito con PAR utilizando

CDTA como enmascarante de V(IV).

Métodos en Continuo. Análisis por Inyección en Flujo (FIA)

Los métodos espectrofotométricos expuestos hasta el momento presentan una

serie de inconvenientes que, en determinadas circunstancias, pueden hacer que su

151 Akl, M.A.; El-Asmy, A.A.; Yoseef, W.M. Separation via flotation, spectrophotometric speciation, and determination of vanadium(IV) in wastes of power stations. Anal. Sci., 21, 1325, 2005. 152 Bosque, J.M.; Valencia, M.C.; Boudra, S. Speciation of vanadium(IV) and vanadium(V) with Eriochrome Cyanine R in natural waters by solid phase spectrophotometry. Fresenius J. Anal. Chem., 360, 31, 1998. 153 Filik, H.; Berker, K.I.; Balkis, N.; Apak, R. Simultaneous preconcentration of vanadium(V/IV) species with palmitoyl quinolin-8-ol bonded on amberlite XAD-2 and their separate spectrophotometric determination with 4-(2-pyridylazo)-resorcinol using CDTA as masking agent. Anal. Chim. Acta, 518, 173, 2004.

Introducción

49

aplicación no sea posible. Entre éstos pueden citarse, entre otros, el elevado volumen

tanto de muestra como de reactivos necesarios en algunos casos, su excesiva

manipulación, tiempos de reacción excesivamente largos, la necesidad de mezclar los

reactivos a intervalos de tiempo perfectamente controlados como ocurre en los métodos

catalíticos, etc. Todos estos factores pueden reducirse o incluso eliminarse empleando la

técnica del análisis por inyección en flujo (FIA).

Métodos Directos

Palomeque y col. han determinado la concentración de vanadio(V) en aguas

naturales, utilizando como reactivo cromogénico 3,3´-trimetil-naftidina (3,3´-DMN) en

medio ácido y la técnica del flujo detenido para el desarrollo de la reacción, obtuvieron

un límite de detección de 190 µg·L-1 y una frecuencia de muestreo de 34 muestras a la

hora154. Mejores resultados, tanto para el límite de detección, 1 µg·L-1, como para la

frecuencia de muestreo (40 muestras a la hora), han indicado Yamane y Yamaguchi en

la determinación de la concentración de vanadio en aguas de río155. Los autores

utilizaron como reactivo cromogénico 2-(5-nitro-2-piridilazo)-5-(N-propil-N-

sulfopropilamino)fenol (Nitro-PAPS), formándose el complejo del analito en un medio

fuertemente ácido. La presencia de cobalto, níquel y cobre en la muestra provocaban

interferencias que se podían eliminar tras la adición de N-(ditio-carboxi)sarcosina como

agente enmascarante.

Métodos catalíticos

También, se ha utilizado el efecto catalítico de vanadio para desarrollar métodos

FIA. Así, Yamane y col. emplearon el efecto catalítico de vanadio en la reacción de

oxidación del ácido cromotrópico por bromato para determinar su concentración en

154 Palomeque, M.E.; Lista, A.G.; Fernández, B.S. Determination of V(V) by a kinetic stopped-flow FIA method with spectrophotometric detection. Anal. Chim. Acta, 366, 287, 1998. 155 Yamane, T.; Yamaguchi, Y. 2-(5-nitro-2-pyridylazo)-5-(N-propyl-N-sulfopropylamino)phenol as a new analytical reagent for flow-injection spectrophotometric determination of trace vanadium(V). Mikrochim. Acta, 130 (1-2), 111, 1998.

CAPÍTULO 1

50

aguas de ríos y costeras156. Previamente, el analito pasaba a través de una columna

(Sephadex G-25) donde se separaba y preconcentraba antes de actuar en la reacción de

oxidación. En las condiciones óptimas obtuvieron un límite de detección de 20 ng·L-1.

No obstante, este sistema presentaba algunos inconvenientes, entre los que cabe

destacar el empleo de tubos excesivamente largos, tiempo de preconcentración para el

analito relativamente elevado (6 minutos), o la necesidad de controlar la temperatura de

la reacción empleando un baño termostatizado a 35ºC. Se ha intentado mejorar la

sensibilidad y selectividad de las reacciones catalizadas por vanadio mediante la adición

al sistema de compuestos que actúan como activadores. En este sentido, Zhang y col.

emplearon el ácido cítrico como activador de la reacción de oxidación del Azul Victoria

B por bromato catalizada por vanadio157. En las condiciones óptimas lograron un límite

de detección de 0,5 µg·L-1 así como una frecuencia de análisis de 15 muestras a la hora.

La misma frecuencia de análisis pero con un límite de detección bastante mejor (10

ng·L-1), se indica en los trabajos realizados por Shiobara y col. para determinar vanadio

en aguas naturales158. El método estaba basado en la adición de ácido sulfosalicílico

como activador de la reacción de oxidación de N-(3-sulfopropil)-3,3´,5,5´-

tetrametilbencidina por bromato catalizada por vanadio. Una ligera mejora en cuanto al

límite de detección y la frecuencia de análisis, 8 ng·L-1 y 30 muestras a la hora,

respectivamente, se encuentra en los trabajos realizados por Nakano y col. para

cuantificar vanadio en muestras acuosas159. En esta ocasión el activador que utilizaron

para la reacción de oxidación de N,N´-bis(2-hidroxil-3-sulfopropil)toluidina por

bromato catalizada por vanadio fue el 1,2-dihidroxibenceno-3,5-disulfonato. Kawakubo

y col. obtuvieron un límite de detección de 4 ng·L-1 y una frecuencia de 30 muestras a la

156 Yamane, T.; Osada, Y.; Suzuki, M. Continuous flow system for the determination of trace vanadium in natural waters utilizing in-line preconcentration/separation coupled with catalytic photometric detection. Talanta, 45, 583, 1998. 157 Zhang, Z.Q.; Liu, X.P.; Zhan, H.Y. Flow injection catalytic determination of vanadium using the indicator reaction between Victoria blue B and bromate and a citric acid activator. Anal. Lett., 32 (10), 2115, 1999. 158 Shiobara, T.; Teshima, N.; Kurihara, M.; Nakano, S.; Kawashima, T. Catalytic flow injection determination of vanadium by oxidation of N-(3-sulfopropyl)-3,3´,5,5´-tetramethylbenzidine using bromate. Talanta, 49, 1083, 1999. 159 Nakano, S.; Tanaka, E.; Mizutani, Y. Flow-injection spectrophotometry of vanadium by catalysis of the bromate oxidation of N,N´-bis(2-hydroxyl-3-sulfopropyl)-tolidine. Talanta, 61, 203, 2003.

Introducción

51

hora para valorar vanadio en muestras acuosas naturales160. El método que desarrollaron

consistía en la adición de ácido gálico como activador de la reacción de oxidación de o-

fenilendiamina por bromato catalizada por vanadio a 50ºC.

Teshima y col. han desarrollado un nuevo método para la determinación de

trazas de vanadio en muestras acuosas basado en la oxidación catalítica de p-anisidina

por vanadio empleando Tiron como activador161. Los autores proponen una nueva

alternativa a la técnica de flujo detenido, que consiste en dejar que transcurra la reacción

en el canal de la muestra (loop) (SIL-FA) durante un determinado periodo de tiempo,

transcurrido el cual el producto de la reacción se dirige hacia el detector donde es

medido. En el sistema desarrollado, eran necesarios 280 segundos para que tuviera lugar

el ciclo completo, manteniendo durante 180 segundos el flujo detenido en el loop de

muestra y éste a 95º para que procediera la reacción. En las condiciones optimizadas

obtuvieron un límite de detección para vanadio de 10 ng·L-1.

Métodos de Preconcentración

Se mencionarán trabajos basados en la preconcentración del analito en el sistema

FIA. Así, Palomeque y col. modificaron el sistema FIA desarrollado introduciendo una

mini-columna de intercambio (Chelex 100) en la posición del bucle de muestra para la

preconcentración y separación del analito152. En estas condiciones, lograron un límite de

detección aproximadamente 6 veces mejor, 32 µg·L-1, aunque presentaba el

inconveniente de disminuir la frecuencia de muestreo hasta 12 muestras a la hora. En

otras ocasiones, la resina se sitúa en la propia celda, como proponen Ayora y col. para

evaluar vanadio en diferentes tipos de muestras162. Los autores utilizaron la

preconcentración on-line del complejo formado con el ácido 5-bromosalicilhidroxámico

sobre una resina aniónica situada en la celda. El límite de detección obtenido por este

método fue de 14 µg·L-1 con una frecuencia de análisis de 10 a 15 muestras a la hora.

160 Kawakubo, S.; Kajihara, K.J.; Iwatsuki, M. Catalytic spectrophotometric determination of picogram amounts of vanadium in natural fresh and tap water by flow injection analysis. Anal. Sci., 12 (2), 237, 1996. 161 Teshima, N.; Ohno, S.; Sakai, T. Stopped-in-loop flow analysis of trace vanadium in water. Anal. Sci., 23, 1, 2007. 162 Ayora, M.J.; Molina, A.; Pascual, M.I. Determination of vanadium by solid-phase spectrophotometry in a continuous flow system. Internat. J. Environ. Anal. Chem., 76 (4), 319, 2000.

CAPÍTULO 1

52

Un sistema complejo para la separación, preconcentración y especiación de vanadio en

aguas naturales es el desarrollado por Okamura y col.163. Éste se encuentra formado por

dos unidades, en la primera de ellas ambas especies de vanadio quedan retenidas en

sendas resinas quelatantes (de acetilacetona para vanadio(V) y de 8-quinolinol para

vanadio(IV)). En la segunda, se emplea el flujo de aire segmentado para determinar la

concentración de vanadio eluido de las resinas haciendo uso del efecto catalítico que

presenta en la reacción de oxidación de Verde de Bindschedler por bromato.

3.3.2. Otros Métodos. Entre las diferentes técnicas electroquímicas, la voltametría de

redisolución por adsorción tanto anódica como catódica ha sido de las que más se ha

empleado para la determinación de vanadio en aguas naturales. Así, Greenway y

Wolfbauer utilizaron cupferron para formar el complejo con vanadio y a continuación se

producía su reducción catalítica en presencia de bromato y se calculaba su

concentración164. Para un tiempo de deposición de 90 segundos obtuvieron un límite de

detección de 8 ng·L-1. Mejores resultados obtuvieron Li y Smart mediante voltametría

de redisolución empleando el electrodo de gotas de mercurio (HMDE)165. Los autores

formaban el complejo de vanadio con 2,3-dihidroxinaftaleno en presencia de bromato

como catalizador alcanzando, en las condiciones óptimas, un límite de detección de 0,76

ng·L-1. También, utilizando el electrodo de gotas de mercurio (HMDE), Bobrowski y

col. desarrollaron un método polarográfico de pulso diferencial y otro voltamétrico de

redisolución por adsorción empleando el efecto catalítico de bromato, para determinar la

concentración de vanadio en aguas naturales166. El reactivo que utilizaban para formar

el complejo era el ácido cloroanílico y, en las condiciones optimizadas, obtuvieron

límites de detección de 0,14 µg·L-1 y 0,46 ng·L-1 para los métodos polarográfico y

voltamétrico, respectivamente.

163 Okamura, K.; Sugiyama, M.; Obata, H.; Maruo, M.; Nakayama, E.; Karatani, H. Automated determination of vanadium(IV) and (V) in natural waters based on chelating resin separation and catalytic detection with Bindschedler´s green leuco base. Anal. Chim. Acta, 443, 143, 2001. 164 Greenway, G.M.; Wolfbauer, G. On-line determination of vanadium by adsorptive stripping voltammetry. Anal. Chim. Acta, 312, 15, 1995. 165 Li, H.; Smart. R.B. Catalytic stripping voltammetry of vanadium in the presence of dihydroxy-naphtalene and bromate. Anal. Chim. Acta, 333, 131, 1996. 166 Bobrowski, A.; Nowak, K.; Zarebski, J. Novel voltammetric methods for vanadium determination by exploitation of catalytic adsorptive vanadium-chloroanilic acid-bromate system. Anal. Chim. Acta, 543, 150, 2005.

Introducción

53

En el análisis de vanadio por espectroscopia de absorción atómica de llama,

debido a las bajas concentraciones en las que suele encontrarse en aguas naturales,

habitualmente es necesario realizar un paso previo de preconcentración que permita su

cuantificación por FAAS. Así, Chakrapani y col. utilizaron la preconcentración de los

complejos metálicos formados con PAR absorbidos sobre carbono activo para

determinar V y otros elementos metálicos en aguas subterráneas167. El límite de

detección que obtuvieron para vanadio fue de 0,14 mg·L-1. Una mejora evidente en

cuanto al límite de detección, 1,1 µg·L-1, se indica en los trabajos realizados por Román

y col. para determinar los contenidos de varios elementos metálicos en muestras

medioambientales y biológicas168. En éstos, preconcentran vanadio utilizando

ditiocarbamatos y metil isobutil cetona antes de realizar la medida espectroscópica.

En el caso de la espectroscopía de absorción atómica en horno de grafito, la

determinación de vanadio en muestras acuosas presenta como principales

inconvenientes la formación de carburos de vanadio térmicamente estables así como las

interferencias causadas por las matrices con contenidos elevados de cloruros. Por tanto,

los trabajos desarrollados se han encaminado fundamentalmente hacia la solución de los

problemas mencionados anteriormente. En este sentido, Thomaidis y Piperaki evaluaron

la eficacia de distintos modificadores de matriz para solucionar los problemas causados

por la muestra169. Encontraron que utilizando Pt como modificador se obtenían

resultados adecuados, indicando un límite de detección para vanadio de 0,44 µg·L-1. En

otras ocasiones se ha utilizado la corrección Zeeman y el método de las adiciones

patrones para determinar la concentración de vanadio, arsénico y cromo en aguas de

río170. En las condiciones óptimas se alcanzó un límite de detección para vanadio de 0,1

µg·L-1. También se ha empleado esta técnica para llevar a cabo la especiación de

167 Chakrapani, G.; Murty, D.S.R.; Mohanta, P.L.; Rangaswamy, R. Sorption of PAR-metal complexes on activated carbon as a rapid preconcentration method for the determination of Cu, Co, Cd, Cr, Ni, Pb and V in ground water. J. Geochem. Expl., 63, 145, 1998. 168 Román, D.A.; Rivera, L.; Morales, T.; Ávila, J; Cortés, P. Determination of trace elements in environmental and biological samples using improved sample introduction in flame atomic spectrometry (HHPN-AAS; HHPN-FF-AAS). Intern. J. Environ. Anal. Chem, 83(4), 327, 2003. 169 Thomaidis, N.S.; Piperaki, E.A. Comparison of chemical modifiers for the determination of vanadium in water and oil samples by electrothermal atomization atomic absorption spectrometry. Analyst, 121, 111, 1996. 170 Pettine, M.; Mastroianni, D.; Camusso, M.; Guzzi, L.; Martinotti, W. Distribution of As, Cr and V species in the Po-Adriatic mixing area, (Italy). Mar. Chem., 58, 335, 1997.

CAPÍTULO 1

54

vanadio en muestras de agua de lago, como se recoge en los trabajos realizados por

Zhao y col.171. Los autores utilizaban Azul de Metileno para obtener el complejo de

vanadio(V) que posteriormente quedaba retenido en una resina de intercambio iónico en

medio ácido (pH 3). Posteriormente se eluía con NaOH 1 mol·L-1 y se analizaba

empleando nitrato de magnesio (Mg(NO3)2) como modificador de matriz. La

concentración de vanadio(IV) se obtenía por diferencia entre la concentración de

vanadio total y la de vanadio(V). En las condiciones óptimas, obtuvieron un límite de

detección de 0,48 µg·L-1 para vanadio(V) y un factor de preconcentración de 50.

Los trabajos realizados mediante la espectroscopia de emisión en plasma

también han estado encaminados hacia el desarrollo de sistemas de separación y

preconcentración del analito. Así, Wuilloud y col. emplearon el acoplamiento FIA-ICP

para desarrollar un método de preconcentración on-line que permitiera determinar el

contenido de vanadio en agua potable172. El proceso consistía en la formación de un

complejo con 5-Br-PADAP, el cual se recogía sobre una columna rellena con Amberlita

XAD-7, situada en el bucle de muestra, donde se producía la preconcentración. Tras la

elución del analito con ácido nítrico, éste se determinaba por ICP. El límite de detección

así como el factor de preconcentración que obtuvieron fueron de 40 ng·L-1 y 75,

respectivamente. Moyano y col. también han empleado el acoplamiento FIA-ICP para la

preconcentración on-line y posterior determinación de vanadio en muestras acuosas (río

y potable)173. Los autores empleaban una minicolumna empaquetada con células de

levadura (Saccharomyces cerevisiae) situada en la válvula de inyección por la que se

hacía pasar la muestra a pH 7 para preconcentrar vanadio. Posteriormente el analito se

eluía con una disolución de ácido nítrico (50% v/v) y se analizaba directamente en el

plasma. En las condiciones óptimas, obtuvieron una frecuencia de análisis de 33

muestras a la hora con un factor de preconcentración de 45 y un límite de detección de

171 Zhao, L.; Zhu, X.; Feng, K.; Wang, B. Speciation analysis of inorganic vanadium (V(IV)/V(V)) by graphite furnace atomic absorptiion spectrometry following ion-exchange separation. Intern. J. Environ. Anal. Chem., 86 (12), 931, 2006. 172 Wuilloud, R.G.; Salonia, J.A.; Gásquez, J.A.; Olsina, R.A.; Martínez, L.D. On-line pre-concentration system for vanadium determination in drinking water using flow injection-inductively coupled plasma atomic emission spectrometry. Anal. Chim. Acta, 420, 73, 2000. 173 Moyano, S.; Polla, G.; Smichowski, P.; Gásquez, J.A.; Martínez, L.D. On-line preconcentration and determination of vanadium in tap and river water samples by flow injection-inductively coupled plasma-optical emission spectrometry (FI-ICP-OES). J. Anal. At. Spectrom., 21, 422, 2006.

Introducción

55

45 ng·L-1. En el caso del análisis de muestras de agua de mar, al inconveniente de los

bajos niveles de concentración del analito se une los efectos provocados por la matriz de

la muestra. Además, cuando se emplea la técnica ICP-MS para la determinación de

vanadio en agua de mar, otro factor importante que afecta a las medidas es la presencia

de los iones cloruro, ya que la especie ClO+ presenta la misma relación masa/carga que

vanadio (51). Por tanto, para obtener resultados adecuados es preciso eliminar las

interferencias producidas por esta especie poliatómica. En este sentido, Wann y Jiang

desarrollaron un método para determinar V(IV) y V(V) por ICP-MS sin las

interferencias del ión cloruro, tras su previa separación por cromatografía líquida en

fase reversa174. En las condiciones óptimas, obtuvieron límites de detección de 25 ng·L-1

y 41 ng·L-1 para V(IV) y V(V), respectivamente. Un límite de detección de 0,1 ng·L-1

para V(V) se indica en los trabajos realizados por Rahmi y col. para la determinación

muultielemental de metales traza en agua de mar mediante ICP-MS175. Antes de la

medida, se pasan 50 mL de la muestra a través de una minicolumna de Chelex 100

donde quedan retenidos los metales. Éstos son posteriormente eluídos con 0,5 mL de

una disolución de ácido nítrico 2 mol·L-1 que contiene además la disolución del patrón

interno empleado para corregir los efectos de matriz (100 µg·L-1 de Ge, In, Re y Tl).

Esta disolución finalmente se analiza mediante ICP-MS, por lo que se alcanza un factor

de preconcentración de 100.

Para concluir, mencionaremos otros trabajos realizados para determinar vanadio

empleando otras técnicas instrumentales diferentes a las ya mencionadas. Así, Linstedt

y Kruger emplearon el análisis por activación neutrónica para determinar vanadio en

muestras acuosas naturales176. Se ha utilizado también la espectrometría de

fluoresecencia de rayos X, como en los trabajos realizados por Gordeeva y col. para

174 Wann, C.; Jiang, S. Determination of vanadium species in water samples by liquid chromatography-inductively coupled plasma mass spectrometry. Anal. Chim. Acta, 357, 211, 1997. 175 Rahmi, D.; Zhu, Y.; Fujimori, E.; Umemura, T.; Haraguchi, H. Multielement determination of trace metals in seawater by ICP-MS with aid of down-sized chelating resin-packed minicolumn for preconcentration. Talanta, 72, 600, 2007. 176 Linstedt, K.D.; Kruger, P. Determination of vanadium in natural waters by neutron activation analysis. Anal. Chem., 42 (1), 113, 1970.

CAPÍTULO 1

56

determinar la concentración de vanadio y otros elementos metálicos en aguas naturales

y extractos de suelos177.

4. SEPARACIÓN DE METALES. MEMBRANAS L ÍQUIDAS

Como ya se ha mencionado anteriormente, debido a los bajos niveles de

concentración en los que suelen encontrarse cobre, cinc y vanadio en las muestras

acuosas naturales, además de los problemas de interferencias que aparecen a medida

que la complejidad de la muestra aumenta (como el agua de mar), en la mayoría de las

ocasiones ha sido necesario realizar un paso previo de separación y/o preconcentración

del analito antes de su medida. En este sentido, técnicas como la extracción líquido-

líquido o el intercambio iónico se han empleado ampliamente para separar las especies

de interés en una matriz más simple y posteriormente cuantificarlas mediante la técnica

analítica más adecuada. Por otro lado, aparte de sus conocidas ventajas, estas técnicas

de separación presentan una serie de inconvenientes, entre los cuales podemos destacar:

1. Elevada manipulación de muestras y reactivos, lo que aumenta la posibilidad de

contaminación.

2. Utilización de volúmenes elevados tanto de muestras como de reactivos, que

incrementa la necesidad de eliminar y disponer de mayor volumen de residuos.

3. Tiempos de operación, a veces, excesivamente largos, superiores incluso a las 24 h.

4. Empleo a veces de reactivos potencialmente tóxicos para el medioambiente.

Una nueva alternativa que está experimentando un fuerte desarrollo en los

últimos años, y que permite minimizar los inconvenientes mencionados anteriormente,

ha sido el empleo de las membranas líquidas. Éstas nos permiten realizar el proceso de

extracción líquido-líquido y la posterior re-extracción del analito de forma simultánea.

Comenzaremos describiendo brevemente el funcionamiento de los sistemas de

preconcentración basados en el uso de membranas líquidas, así como los distintos tipos

177 Gordeeva, V.P.; Statkus, M.A.; Tsysin, G.I.; Zolotov, Y.A. X-ray fluorescence determination of As, Bi, Co, Cu, Fe, Ni, Pb, Se, V and Zn in natural water and soil extracts after preconcentration of their pyrrolidinedithiocarbamates on cellulose filters. Talanta, 61, 315, 2003.

Introducción

57

de membranas existentes para concluir con las variables que influyen en el transporte de

las especies a través de ellas.

4.1. Sistemas de Membrana Líquida

Una membrana es, en general, una barrera semipermeable entre dos fases que

permite el paso a través de ella de diversos compuestos, más o menos selectivamente. A

este respecto, es importante señalar que, en general, una membrana se define y estudia

en base a la función que tiene y no al material que se usa para su fabricación. En el caso

de las membranas líquidas, esta barrera está constituida por una fase líquida que separa

dos disoluciones inmiscibles con ella, y a través de la cual se produce el transporte de

alguna especie química8,9. La disolución donde se encuentra inicialmente la especie que

se quiere transportar se denomina “disolución cargada”, y la disolución de destino se

denomina “disolución receptora”. El caso más habitual es aquél en el que la membrana

líquida está formada por una disolución orgánica, mientras que las disoluciones cargada

y receptora son sendas fases acuosas.

El transporte de especies a través de una membrana líquida puede llevarse a cabo

por dos tipos de mecanismos, que a su vez se pueden subdividir como se muestra de

forma esquemática en la figura 1.1178. A continuación se describirán cada uno de ellos:

1. Transporte Simple: la membrana líquida es simplemente un disolvente orgánico. A

su vez, podemos distinguir entre:

a. Permeación Simple: el soluto, P, pasa a través de la membrana como

consecuencia de su solubilidad en ella. El transporte se detiene cuando se

alcanza una concentración de equilibrio entre las dos fases.

b. Permeación con reacción química en la disolución receptora: el transporte se ve

favorecido como consecuencia de la presencia de un reactivo apropiado en la

disolución receptora. De este modo aumenta la capacidad y selectividad del

transporte, especialmente si el producto formado en la disolución receptora,

PH+, es insoluble en la membrana líquida.

178 Schlosser, S. COMETT. Advanced Course on Membrane Technology, Module 4. Arcavacata di Rende (Italy), 1993.

CAPÍTULO 1

58

2. Transporte Asistido: en este mecanismo, la disolución orgánica empleada como

membrana lleva además disuelto un agente extractante que actúa como transportador de

las especies que se desean transferir desde la disolución acuosa cargada hasta la

receptora. Dentro de este tipo podemos distinguir los siguientes:

c. Transporte Facilitado: aunque puede producirse la permeación simple del

soluto, éste también reacciona reversiblemente con el agente extractante, lo cual

permite acelerar el transporte.

d. Contratransporte Acoplado: la especie de interés reacciona con el extractante,

EH, formando un complejo que difunde a través de la membrana hasta contactar

con la disolución receptora, donde se produce la reacción inversa. Para ello es

necesario que en la disolución receptora exista una especie química que

reaccione con el complejo liberando la especie de interés.

e. Cotransporte Acoplado: en este caso se produce el transporte de la especie de

interés junto con otra especie química presente en la disolución cargada,

necesaria para mantener la neutralidad de los complejos formados en la

disolución orgánica.

f. Transporte Primario Activo: se facilita además mediante reacciones redox en la

superficie de la membrana.

El empleo de agentes transportadores en las membranas líquidas presenta varias

ventajas, entre las que destacan8:

- La posibilidad de alcanzar mayores flujos de materia.

- Realizar separaciones de gran selectividad. Esta propiedad del transportador permite

obtener mejores separaciones frente a aquellas basadas sólo en la solubilidad y

difusión de la especie química de interés.

- Los iones pueden concentrarse, ya que el transporte acoplado permite el paso de

iones en contra de su gradiente de concentración.

- Pueden usarse extractantes de alto coste o de difícil obtención, ya que se utilizan

volúmenes muy pequeños.

Introducción

59

Figura 1.1. Mecanismos de transporte en membranas líquidas.

Es por ello que la mayoría de los trabajos propuestos en la bibliografía con

membranas líquidas usan el transporte facilitado. Por otra parte, este tipo de mecanismo

implica llevar a cabo un estudio exhaustivo sobre el funcionamiento químico del

sistema, que permita establecer cuáles son las variables de las que depende el transporte

para conseguir que éste sea óptimo. Entre éstas se puede citar el tipo de extractante

utilizado, el disolvente en el que se encuentra y su concentración, la composición de las

fases cargada y receptora, etc.

4.1.1. Tipos de membranas líquidas. Éstas pueden utilizarse en diferentes

configuraciones, clasificándose en función de la forma física en que se emplee en tres

grandes grupos: membranas líquidas de volumen (MLV), membranas líquidas

soportadas (MLS) y membranas líquidas de emulsión (MLE)179. A continuación se

describirán brevemente cada una de ellas.

179 Bartsch, R.A.; Way, J.D. Chemical separations with liquid membranes: an overview. ACS Symposium Series, 1996.

P P P

a. Permeación

P P

PH+

H+

b. Con reacción c. Transporte facilitado

d. Contratransporte acoplado e. Cotransporte acoplado f. Transporte activo

P P

P

EP

E

EP EPA H+

H+ E E

P+

P+

P+

P+ P+ A-

A-

P+

P2+→P+ P2+→P+ EH

EP

CAPÍTULO 1

60

1. Membranas líquidas de volumen. En este tipo de membranas se utiliza un volumen

relativamente grande de fase orgánica (B) que separa la disolución cargada (A) y la

receptora (C), estableciendo el contacto entre ellas. Se han utilizado distintas

configuraciones de celdas para construir este tipo de membranas, alguna de las

cuales se muestran en la figura 1.2, existiendo alternativas para disolventes

orgánicos de mayor densidad que el agua (I y II) o de menor (III).

La principal ventaja de este tipo de configuración es que se trata de sistemas

muy simples, aunque debido a la relativamente pequeña superficie de contacto de la

membrana, la velocidad de transporte de la especie de interés es relativamente baja.

Esta configuración se emplea mucho en el estudio de los mecanismos de transporte

y el establecimiento de las condiciones químicas que permitan un transporte óptimo

en términos de eficiencia y selectividad.

Así, Di Casa y col. sintetizaron dos tetra-aminas lipofílicas para utilizarlas

como agentes transportadores de iones metálicos (Ni, Cu y Zn) a través de

membranas líquidas180. Concluyeron que el ión metálico que se extraía en mayor

proporción era cobre, estando el proceso controlado por el pH y el tipo de anión

inorgánico al que estaba unido. En otras ocasiones, el transporte del analito está

180 Di Casa, M.; Fabbrizzi, L.; Perotti, A.; Poggi, A.; Riscassi, R. Ligand field effects on the transport of 3d metal ions across a bulk liquid membrane by lipophilic tetraamine carriers. Inorg. Chem., 25, 3984, 1986.

Figura 1.2. Distintos tipos de celdas utilizadas para membranas líquidas de volumen.

A C A

B

C

B

I II III

A

B

C

Introducción

61

controlado por la difusión del complejo formado entre éste y el agente transportador,

como se recoge en los trabajos realizados por Yang y Fane181. Estos autores

aplicaron LIX 984N disuelto en queroseno como agente transportador de cobre y

estudiaron la influencia de la velocidad de agitación y de la concentración de

extractante en la eficacia del transporte. Concluyeron que agitando a 300 r.p.m. y

con una concentración de LIX 984N al 20% en queroseno se alcanzaba la máxima

eficacia.

Dimitrov y col. han indicado que el transporte de cinc desde un medio ácido

clorurado estaba controlado por la difusión del complejo que formaba con el

transportador, tri-n-octilamina disuelto en octano182. Los autores emplearon una

modificación de las membranas líquidas de volumen, el dispositivo de película

rotatoria, como se muestra en la figura 1.3. Éste estaba formado por cuatro

compartimentos, separados de dos en dos, en su parte inferior, donde se alojaban las

disoluciones acuosas cargada y receptora, respectivamente. Por encima de éstas se

colocaba la disolución orgánica que actuaba como membrana y que unía ambas

disoluciones acuosas. Para conseguir la agitación de las tres fases se utilizaban

discos rotatorios verticales que se introducían en las disoluciones acuosas así como

en la orgánica. Además, en éstos se formaban películas delgadas en su superficie

que al entrar en contacto con la membrana daban lugar al transporte de cinc.

181 Yang, X.J.; Fane, A.G. Facilitated transport of copper in bulk liquid membranes containing LIX 984N. Sep. Sci. Tech., 34(9), 1873, 1999. 182 Dimitrov, K.; Alexandrova, S.; Saboni, A.; Debray, E.; Boyadzhiev, L. Recovery of zinc from chloride media by batch pertraction in a rotating film contactor. J. Membrane Sci., 207, 119, 2002.

CAPÍTULO 1

62

En otras ocasiones, se han buscado extractantes selectivos para un

determinado elemento. Así, para el transporte selectivo de cobre podemos citar, a

modo de ejemplo, la N,N-dioctilglicilglicina disuelta en cloroformo183, el

tributilfosfato (TBP) para el caso de cinc184 o el ácido N-fenil-(1,2-

metanofullereno)61-formohidroxámico disuelto en cloroformo para vanadio185.

Hasta el momento todos los trabajos mencionados estaban basados en el

estudio de las condiciones más favorables para que tuviera lugar el transporte del

analito de interés, pero en ninguno de ellos se realizaban medidas sobre muestras

reales. No obstante, en los últimos años han comenzado a aparecer diferentes

trabajos de aguas naturales en los que aplican los sistemas de membranas líquidas de

183 Cleij, M.C.; Scrimin, P.; Tecilla, P.; Tonellato, U. Efficient and highly selective copper(II) transport across a bulk liquid chloroform membrane mediated by lipophilic dipeptides. J. Org. Chem., 62, 5592, 1997. 184 Miesiac, I.; Szymanowski, J. Separation of zinc(II) from hydrochloric acid solutions in a double Lewis cell. Sol. Ext. Ion Exch., 22(2), 243, 2004. 185 Agrawal, Y.K. A novel fullerene hydroxamic acid for the liquid-liquid extraction, separation, preconcentration, and spectrophotometric and ICP-AES determination of vanadium. Fullerenes, nanotubes, and carbon nanostructures, 11(2), 135, 2003.

C R

M M

D D D D

M D

E

Figura 1.3. Esquema de un dispositivo de película rotatoria. C: Disolución cargada; R: Disolución receptora; M: Membrana líquida; D: Discos rotatorios; E: Eje.

Introducción

63

volumen para la determinación de analitos en muestras reales. Éste es el caso de los

trabajos realizados por Mendiguchía y col. para determinar cobre en muestras de

agua de mar186. Los autores emplearon una membrana líquida de volumen

conteniendo DEHPA disuelto en queroseno como agente transportador para separar

y preconcentrar el analito y espectroscopia de absorción atómica de llama para su

cuantificación. En las condiciones óptimas alcanzaron un factor de preconcentración

del 87% después de tres horas. Estos mismos autores se sirvieron del método

símplex modificado para optimizar las variables que influían en el transporte de

cobre187. En las condiciones óptimas alcanzaron un factor de preconcentración para

cobre de 4,30 después de 9 horas, lo que les permitía determinar concentraciones de

analito al nivel de ppb en muestras de agua de mar mediante FAAS. También se ha

determinado cadmio en agua de mar mediante FAAS tras su preconcentración en un

sistema de membrana líquida de volumen188. Los autores empleaban DEHPA

disuelto en queroseno como agente transportador y adicionaban previamente ácido

cítrico a las muestras para formar los complejos de calcio y magnesio y eliminar así

sus efectos. En las condiciones optimizadas obtuvieron que el 100% del cadmio

presente en las muestras era transportado a través de la membrana después de 10-11

horas. En los trabajos realizados por Granado-Castro y col. se obtuvo un factor de

preconcentración para cobre más elevado (17,87), para un sistema de membrana

líquida de volumen empleando como transportador el reactivo 2-acetilpiridina

benzoílhidrazona (2-APBH) disuelto en tolueno189. Tras la optimización de las

variables que afectaban al comportamiento del sistema de preconcentración,

obtuvieron que el analito podía determinarse en muestras naturales mediante FAAS

después de 8 horas de agitación. Este compuesto orgánico también se ha empleado

186 Mendiguchía, C.; Moreno, C.; García, M. Separation of heavy metals in seawater by liquid membranes: preconcentration of copper. Sep. Sci. Technol., 37(10), 2337, 2002. 187 Mendiguchía, C.; Moreno, C.; García, M. Determination of copper in seawater based on a liquid membrane preconcentration system. Anal. Chim. Acta, 460, 35, 2002. 188 Irigoyen, L.; Moreno, C.; Mendiguchía, C.; García, M. Application of liquid membranes to sample preconcentration for the spectrometric determination of cadmium in seawater. J. Membr. Sci., 274, 169, 2006. 189 Granado, M.D.; Galindo, M.D.; García, M. Model experiments to test the use of a liquid membrane for separation and preconcentration of copper from natural water. Anal. Chim. Acta, 506(1), 81, 2004.

CAPÍTULO 1

64

para separar y preconcentrar cadmio en agua de mar190. En las condiciones óptimas,

los autores lograron un límite de detección para el analito de 6 ng·L-1. Un límite de

detección de 15 ng·L-1 se ha obtenido en la separación y concentración de níquel en

agua de mar empleando un sistema de membrana líquida de volumen191. Los autores

también empleaban 2-APBH como agente transportador, concluyendo que tras 9-13

horas, dependiendo del contenido salino de la matriz de la muestra, se alcanzaba el

máximo rendimiento del sistema.

2. Membranas líquidas soportadas. Este tipo de membranas, representadas

esquemáticamente en la figura 1.4, consisten principalmente en una lámina o en un

capilar de un material polimérico microporoso, cuyos poros se impregnan con una

disolución orgánica que es la que actúa como membrana líquida permitiendo el

transporte de la especie de interés una vez colocada entre las dos fases acuosas.

Este tipo de sistemas posee la ventaja de utilizar una membrana líquida muy

fina, lo que acelera el transporte y permite la utilización de muy poca cantidad de

disolvente orgánico. Sin embargo, el contacto con las fases acuosas puede causar

pérdidas de la fase orgánica del interior de los poros, pudiendo llegar a perderse por

completo, entrando así en contacto las dos disoluciones acuosas. Debido a ello

resulta conveniente que tanto disolvente como transportador presenten alta

hidrofobicidad. Otro de los méritos que presentan las membranas líquidas

soportadas es su relativa facilidad para ser acopladas a sistemas automáticos. Uno de

los principales inconvenientes que presentan, consiste en las bajas tasas de

transporte global que se obtienen derivados de su inestabilidad, como consecuencia

de la pérdida de la fase orgánica de los poros.

190 Granado, M.D.; Galindo, M.D.; García, M. Separation and preconcentration of cadmium ions in natural water using a liquid membrane system with 2-acetylpyridine benzoylhydrazone as carrier by flame atomic absorption spectrometry. Spectrochim. Acta Part B, 59, 577, 2004. 191 Domínguez, F.C.; Galindo, M.D.; Díaz, I.C.; García, M.; Granado, M.D. Applicability of a liquid membrane in enrichment and determination of nickel traces from natural waters. Anal. Bioanal. Chem., 389, 653, 2007.

Introducción

65

Para minimizar estas pérdidas se han propuesto diversos dispositivos, como

la utilización de sistemas de dos haces de capilares de fibra hueca, en la disposición

en que se representa en la figura 1.5, en los que el disolvente además de hallarse en

los poros de la membrana se encuentra en un volumen mayor, en el que se sumergen

estos sistemas de capilares, garantizando así la presencia de fase orgánica en el

interior de los poros.

Figura 1.4. Esquema de una membrana líquida soportada con geometría laminar y capilar de fibra hueca. Disolución cargada (A); Disolución receptora (C).

A C

Soporte microporoso

Membrana líquida

C

A

Poros

Capilar de fibra hueca

B

A C

Capilar de fibra hueca

Poros

Figura 1.5. Esquema de membrana líquida con dos haces de capilares de fibra hueca.

CAPÍTULO 1

66

Como puede observarse en la figura, por el interior de cada haz de capilares,

circula una de las dos disoluciones acuosas. Este tipo de membranas mejora la

estabilidad y evita que se produzcan pérdidas del disolvente, permitiendo la

manipulación de la membrana líquida durante los experimentos. Como

contrapartida, el mayor volumen de fase orgánica produce una menor velocidad de

transporte.

Otra configuración de membrana líquida soportada es la empleada por

Belkhouche y col. para la recuperación selectiva de algunos iones metálicos

mediante el empleo de derivados organofosforados como transportadores192. En la

figura 1.6 se muestra dicho dispositivo y, como puede observarse, éste está formado

por dos bloques circulares cuyas caras internas suelen estar construídas con

politetrafluoroetileno y en las que se han practicado unos surcos en forma de espiral

al objeto de que puedan circular por su interior las disoluciones acuosas. La

membrana se sitúa entre ambos bloques y el conjunto se cierra herméticamente con

tornillos. Las disoluciones acuosas cargada y receptora se introducen en el interior

del sistema mediante bombas peristálticas, fluyendo en contracorriente la una

respecto de la otra, y permaneciendo en todo momento en contacto con la

membrana. De este modo, la disolución receptora se enriquece progresivamente con

el analito de interés.

192 Belkhouche, N.E.; Didi, M.A.; Romero, R.; Jönsson, J.A.; Villemin, D. Study of new organophosphorus derivates carriers on the selective recovery of M(II) and M(III) metals, using supported liquid membrane extraction. J. Membr. Sci., 284, 398, 2006.

Introducción

67

En otras ocasiones, se han buscado alternativas a los soportes sólidos

empleados habitualmente. En este sentido, se han desarrollado y empleado las

membranas de polímero de inclusión (MPI). De manera general, las MPI suelen

obtenerse empleando una matriz polimérica, triacetato de celulosa (CTA) o cloruro

de polivinilo (PVC), sobre la que se adiciona el extractante así como un agente

plastificante para obtener una capa delgada y estable que actúa como membrana.

Así, Tasaki y col. han empleado una MPI para el transporte y extracción selectiva de

cobre en disoluciones acuosas193. Para obtener la membrana, los autores emplearon

CTA como polímero base, octil nitrofenil éter (NPOE) como plastificante y el ácido

N-6-(t-dodecilamido)-2-piridinocarboxílico como transportador. También Pospiech

y Walkowiak han empleado una MPI para la separación de cobre, cobalto y níquel

en disoluciones acuosas en medio clorhídrico194. El polímero base era CTA, el

193 Tasaki, T.; Oshima, T.; Baba, Y. Selective extraction and transport of copper(II) with new alkylated pyridinecarboxylic acid derivatives. Talanta, 73, 387, 2007. 194 Pospiech, B.; Walkowiak, W. Separation of copper(II), cobalt(II) and nickel(II) from chloride solutions by polimer inclusion membranes. Sep. Purif. Technol., 57, 461, 2007.

C

A

B

B.P.

B.P. S

R

Figura 1.6. Sistema de membrana líquida soportada espiral. A: Muestra. B: Membrana. C: Disolución receptora. S: Disolución receptora enriquecida. R: Residuos. B.P.: Bomba peristáltica.

CAPÍTULO 1

68

agente plastificante o-nitrofenil pentil éter (ONPPE) y como transportador se

empleaba tri-isooctilamina (TIOA).

Como en el caso anterior, la aplicación de estos sistemas para la separación

y/o preconcentración de elementos traza en aguas naturales es hoy día escasa, ya que

la mayoría de los trabajos se han desarrollado para estudiar los diferentes factores

que afectan a su funcionamiento. No obstante, pueden mencionarse algunos trabajos

encontrados en la bibliografía, como el realizado por Rosell y col. para determinar

vanadio(V) en disoluciones de sedimentos marinos tras su preconcentración en una

membrana líquida soportada de fibra hueca empleando cloruro de tricaprililmetil-

amonio (Aliquat 336) como transportador195; el efectuado por Djane y col. para

determinar cobre, cadmio y plomo en muestras fluviales después de realizar una

extracción mediante una membrana líquida soportada utilizando como transportador

el DEHPA196; el propuesto por Ndung’u y col. para determinar cinc, cobre y cobalto

en agua de río197 o el desarrollado por Cukrowska y col. para la extracción y

preconcentración de compuestos orgánicos de estaño en muestras acuosas

medioambientales198.

3. Membranas líquidas de emulsión. Este tipo de membranas se prepara emulsionando

una fase líquida receptora en un líquido inmiscible, que constituye la membrana. Un

esquema simplificado de este tipo de membranas se muestra en la figura 1.7. La

emulsión puede ser estabilizada mediante la adición de un agente tensioactivo. Esta

emulsión es agitada posteriormente en una disolución acuosa donde se encuentra la

especie de interés. La transferencia de masas tiene lugar entre la fase acuosa externa

y la fase acuosa interna a través de la fase orgánica.

195 Rosell, A.; Palet, C.; Valiente, M. Selective separation and concentration of vanadium(V) by a chemical pumping hollow-fiber supported liquid membrane. Anal. Chim. Acta, 349, 171, 1997. 196 Djane, N.; Ndung’u, K.; Malcus, F.; Johansson, G.; Mathiasson, L. Supported liquid membrane enrichment using an organophosphorous extractant for analytical trace metal determination in river waters. Fresenius J. Anal. Chem., 358, 822, 1997. 197 Ndung’u, K.; Djane, N.; Mathiasson, L. Determination of trace metal ions in river water by ion-pair chromatography after enrichment using supported liquid membrane. J. Chromatogr. A, 826, 103, 1998. 198 Cukrowska, E.; Chimuka, L.; Nsengimana, H.; Kwaramba, V. Application of supported liquid membrane probe for extraction and preconcentration of organotin compounds from environmental water samples. Anal. Chim. Acta, 523, 141, 2004.

Introducción

69

El mérito de este tipo de membranas consiste en la gran superficie que

presentan y su escaso grosor, lo que implica tasas de transporte más altas. Al mismo

tiempo la elevada relación de volúmenes entre las fases acuosas permite obtener un

alto grado de concentración. El mayor problema que presentan se relaciona con su

estabilidad así como con la necesidad de romper la emulsión para recuperar la fase

receptora una vez que se ha completado el transporte.

4.1.2. Variables que determinan el transporte. Como ya se ha comentado, es muy

importante conocer los mecanismos de transporte a través de una membrana líquida

para llevar a cabo su optimización, de modo que pueda obtenerse el máximo

rendimiento del sistema. La mayor parte de los sistemas de separación basados en el uso

de membranas líquidas precisan de una agitación o un flujo continuo de las dos

disoluciones acuosas. A pesar de ello, siempre se conserva una fina capa inmóvil en la

interfase entre las disoluciones acuosas y la orgánica, denominada capa de difusión,

debido a que el transporte de masas en ella sólo puede ocurrir mediante procesos de

difusión. Así pues, el transporte de un elemento a través de una membrana líquida va a

Figura 1.7. Esquema de membrana líquida de emulsión.

Disolución cargada

Disolución receptora Membrana líquida

CAPÍTULO 1

70

depender tanto de ese paso de difusión como de la reacción química entre el compuesto

a transportar y el agente transportador.199 Dependiendo del sistema y del elemento

transportado la etapa que limita el transporte puede ser uno u otro. Así, Zhang y

Gozzelino han propugnado que el transporte de Fe(III) a través de una MLS formada

por n-decanol y DEHPA está limitado por el paso de difusión del complejo Fe-DEHPA

a través de la fase orgánica, mientras que para el Cu(II) el factor limitante es la reacción

con el transportador en la interfase200. No obstante, Alguacil y Alonso han indicado que

el transporte de Cu(II) a través de una MLS formada por Acorga M5640 disuelto en

Iberfluid está limitado por la difusión del complejo a través de la fase orgánica201. Esta

misma conclusión se obtiene en los trabajos realizados por Molinari y col. para la

recuperación selectiva de Cu(II) en aguas residuales empleando una MLS formada por

2-hidroxi-5-dodecilbenzaldehído disuelto en queroseno202.

Por otro lado, el transporte a través de una membrana líquida depende del tipo de

disolvente utilizado, de la naturaleza del analito que se quiere separar, de las

características de las disoluciones que intervienen en el mecanismo y del agente

transportador que se utilice, así como de las condiciones hidrodinámicas del sistema.

Por esta razón es habitual encontrar multitud de trabajos enfocados al estudio de los

mecanismos implicados en el transporte de distintas especies químicas a través de una

membrana líquida. Este tipo de estudios son necesarios antes de intentar aplicar un

determinado sistema a muestras reales. En este sentido, Gawronski y Religa proponen

que el transporte de cromo(III) a través de una MLV con el ácido di-nonilnaftaleno

sulfónico como transportador tiene lugar a partir de un cierto tiempo de retardo (0,5 h.),

necesario para que se produzca la reorganización de las moléculas de transportador en la

199 Peterson, R.T.; Lamb, J.D. Design of macrocyclic carriers for liquid membranes. ACS Symposium Series 642, ACS, Washington, 1996. 200 Zhang, B.; Gozzelino, G. Facilitated transport of FeIII and CuII ions through supported liquid membranes. Colloids and Surfaces A: Physicichem. Eng. Aspects 215, 67, 2003. 201 Alguacil, F.J.; Alonso, M. Description of transport mechanism during the elimination of copper(II) from wastewaters using supported liquid membranes and Acorga M5640 as carrier. Environ. Sci. Technol., 39, 2389, 2005. 202 Molinari, R.; Poerio, T.; Argurio, P. Selective removal of Cu2+ versus Ni2+, Zn2+ and Mn2+ by using a new carrier in a supported liquid membrane. J. Membr. Sci., 280, 470, 2006.

Introducción

71

membrana203. A partir de ese instante, el transporte del analito tiene lugar porque éste

“salta” de una molécula complejante a otra en el interior de la membrana.

Además, hay que tener en cuenta que el transporte facilitado de un elemento a

través de una membrana líquida precisa en muchos casos de la existencia de un

contratransporte de otro elemento que permita regenerar el transportador. Son muchos

los casos en los que este contratransporte es realizado por medio de iones H+, por lo que

es necesaria la existencia de una diferencia de pH entre la disolución cargada y la

receptora. Por esta razón muchos de los trabajos destinados a la optimización de los

sistemas de membranas líquidas buscan cuál es la acidez óptima de ambas disoluciones

acuosas, así como la necesidad de utilizar una disolución reguladora en la fase cargada

para evitar un cambio de pH al recibir los H+ que intervienen en el transporte. En este

sentido, Gholivand y Korsandipoor han estudiado la influencia de la acidez de las dos

disoluciones acuosas en el transporte de cobre a través de una membrana formada por

cloroformo y un ácido carboxílico como transportador204. En este caso, los mejores

resultados se alcanzaron a pH 8 en la fase cargada y 1,5 en la fase receptora. En los

trabajos realizados por Rouhollahi y col. se indica que el transporte de cobre(II) a través

de una MLV formada por cloroformo y una nueva base de Schiff tetradentada como

transportador tiene lugar como consecuencia de un contratrasporte de protones205.

Además, añadiendo un tensioactivo (dodecilsulfato sódico) a la disolución receptora

conseguían un transporte muy selectivo del analito.

Puesto que cada sistema de membranas posee unas características propias, es

preciso realizar un estudio exhaustivo de las variables que intervienen en el transporte

en cada caso particular. Pero, no hay que olvidar que este tipo de trabajos deben

considerarse como un paso previo en la aplicación analítica del sistema a muestras

reales, ya que aún son numerosos los sistemas que no han demostrado su posibilidad

real de aplicación.

203 Gawronski, R.; Religa, P. Transport mechanism of chromium(III) through the unmixed bulk liquid membrane containing dinonylnaphtalenesulfonic acid as a carrier. J. Membr. Sci., 289, 187, 2007. 204 Gholivand, M.B.; Khorsandipoor, S. Selective and efficient uphill transport of Cu(II) through bulk liquid membrane using N-Ethyl-2-Aminocyclopentene-1-Dithiocarboxilic acid as carrier. J. Membrane Sci., 180, 115, 2000. 205 Rouhollahi, A.; Zolfonoun, E.; Salavati-Niasari, M. Effect of anionic surfactant on transport of copper(II) through liquid membrane containing a new synthesis Schiff base. Sep. Purif. Technol., 54, 28, 2007.

CAPÍTULO 1

72

CAPÍTULO 2. DESARROLLO, OPTIMIZACIÓN Y VALIDACIÓN

DE NUEVOS MÉTODOS ANALÍTICOS DE ALTA

SENSIBILIDAD PARA LA DETERMINACIÓN DE METALES

(Cu, Zn, V) EN AGUAS NATURALES BASADOS EN

COMPLEJOS ORGÁNICOS

CAPÍTULO 2

74

1. INTRODUCCIÓN

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

2.1. Ensayos Preliminares

2.2. Optimización de las condiciones de formación de los complejos

2.3. Validación del método

2.4. Aplicación a muestras reales

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. NUEVA METODOLOGÍA ANALÍTICA PARA DETERMINACIÓN DE

COBRE EN AGUAS NATURALES

3.1.1. Ensayos Preliminares

3.1.2. Optimización de las condiciones de formación del complejo metálico

3.1.3. Validación del método

3.1.4. Aplicación a muestras reales

3.2. DETERMINACIÓN DE TRAZAS DE CINC MEDIANTE LA FO RMACIÓN

DE UN QUELATO COLOREADO

3.2.1. Ensayos Preliminares

3.2.2. Optimización de las condiciones de formación del complejo metálico

3.2.3. Validación del método

3.2.4. Aplicación a muestras reales

3.3. MÉTODO SIMPLE Y EFECTIVO PARA LA DETERMINACIÓN DE

VANADIO EN AGUAS NATURALES

3.3.1. Ensayos Preliminares

3.3.2. Optimización de las condiciones de formación de los complejos

metálicos

3.3.3. Validación de los métodos

3.3.4. Aplicación a muestras reales

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

75

3.4. DETERMINACIÓN SIMULTÁNEA DE FORMAS QUÍMICAS DE

VANADIO: ESPECIACIÓN DE V(IV) Y V(V)

3.4.1. Aditividad de las absorbancias de complejos de vanadio

3.4.2. Análisis de mezclas sintéticas

3.4.3. Estabilidad de los complejos

3.4.4. Verificación del método de especiación

CAPÍTULO 2

76

En este capítulo se describirán las distintas experiencias llevadas a cabo para

desarrollar, optimizar y validar nuevos métodos para el control espectrofotométrico de

cobre, cinc y vanadio utilizando quelatos metálicos formados con di-2-piridilcetona-

benzoílhidrazona (dPKBH).

En primer lugar, se comenzará con la descripción de los parámetros estudiados

para poner a punto el método de determinación en discontinuo para cobre, mostrando

los resultados obtenidos tras su aplicación a diversos tipos de muestras. Dada la afinidad

mostrada por el compuesto orgánico hacia cationes divalentes y, concretamente, su

capacidad para formar un quelato con el catión Zn(II) cuya señal analítica es de

magnitud similar a la obtenida con Cu(II), se intentó alcanzar las máximas prestaciones

analíticas para ambos. En este sentido, se llevaron a cabo también diferentes

experiencias para desarrollar un nuevo método en discontinuo de determinación

espectrofotométrica de cinc utilizando el complejo metálico formado con el reactivo.

Del mismo modo que en el caso anterior se muestran los resultados obtenidos tras su

aplicación a diversos tipos de muestras acuosas.

Por último, se efectuaron una serie de experiencias encaminadas a la

optimización de las variables que afectan a la formación de los complejos dPKBH-

V(IV) y dPKBH-V(V) para su determinación espectrofotométrica. A partir de los

resultados obtenidos, se comprobó la posibilidad de llevar a cabo estudios de

especiación.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

77

1. INTRODUCCIÓN

Como se ha mencionado en el capítulo anterior, tanto cobre como cinc y vanadio

se encuentran entre los elementos que más extensamente se han estudiado, tanto desde

el punto de vista medioambiental como industrial, biológico, etc. Esto ha provocado el

desarrollo de un gran número de métodos analíticos para la determinación de sus

contenidos en muestras de matrices muy diferentes.

Desde el punto de vista medioambiental, una de las características más deseables

para estos métodos es la posibilidad de su aplicación on-line y/o in situ, ya que de esta

forma se podrían mejorar la integridad y representatividad de las unidades ambientales y

minimizar, entre otros, los errores de contaminación debidos a la manipulación de las

muestras para su transporte y conservación. A este tenor, las ventajas que ofrecen los

métodos espectrofotométricos, tales como la simplicidad instrumental, facilidad de

manejo, respuesta rápida, bajo coste y elevada sensibilidad, los convierte en una

elección apropiada.

Para la evaluación de estos analitos en muestras acuosas se han desarrollado una

vasta cantidad de métodos espectrofotométricos, como ya se ha mencionado en el

capítulo anterior, basados en la formación de un complejo coloreado mediante la

reacción del ión metálico con distintos ligandos orgánicos quelatantes.

Entre los distintos compuestos orgánicos empleados como reactivos

cromogénicos se encuentran los derivados de la hidrazona. Así, en el presente trabajo se

seleccionó la di-2-piridilcetona benzoílhidrazona para la cuantificación

espectrofotométrica directa de cobre, cinc y vanadio en muestras acuosas por medio de

sus correspondientes quelatos metálicos.

Características de la di-2-piridilcetona benzoílhidrazona

La dPKBH es un compuesto que pertenece a la familia de las hidrazonas y, más

concretamente, al grupo de las aroílhidrazonas. Estos compuestos son derivados

imínicos que poseen en su estructura la agrupación básica >C = N – NH – CO -.

En general, la síntesis de estos compuestos se realiza calentando suavemente

cantidades equimoleculares de la hidracida y la cetona correspondientes. El producto

formado se obtiene por precipitación del mismo durante la reacción o durante el

CAPÍTULO 2

78

enfriamiento de la disolución. A continuación, éste se recristaliza en un disolvente

adecuado. La reacción general que tiene lugar para la obtención de la hidrazona es la

que se muestra:

Para la síntesis de la dPKBH se siguió el procedimiento descrito por García-Vargas

y col.206 como se detalla a continuación:

Se pesan cantidades equimoleculares de di-2-piridilcetona y benzoílhidracida en

relación molar 1:2 y se disuelven en etanol. A continuación se mezclan ambas

disoluciones en un matraz de fondo redondo, adicionando unas gotas de ácido

clorhídrico concentrado, y se deja a reflujo durante una hora. Después de enfriar la

disolución, se añade agua bidestilada hasta una relación en volumen 1:3 (vorg:vac) y

unas gotas de una disolución 1N de hidróxido sódico, y se deja cristalizar en el

frigorífico durante unas horas. Por último, se filtra la disolución y el precipitado

obtenido se disuelve en etanol y posteriormente se precipita con agua bidestilada.

El producto final se seca en estufa a una temperatura inferior a 50 ºC durante unos

minutos.

Características físico-químicas. De acuerdo con García-Vargas y col.206, el espectro de

infrarrojos del reactivo presenta dos bandas débiles a 3.050 cm-1 y 2.990 cm-1

indicativas de la vibración del grupo = CH. Las bandas de amida están presentes como

206 García-Vargas, M.; Belizón, M.; Hernández-Artiga, M.P.; Martínez, C; Pérez-Bustamante, J.A. Ligands with the ‘ONNN’ group as chelating and preconcentrating substances of heavy metal ions: aroylhydrazone derivatives from di-2 pyridyl ketone. Appl. Spectrosc. 40, 1058, 1986.

R1

R2

C = O +

H

H

O

N NH C R3

R1

R2

C = N

O

NH C R3 + H2O

cetona hidracida hidrazona

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

79

una banda muy fuerte a 1.685 cm-1 y otras dos de intensidad media a 1.585 cm-1 y 1.560

cm-1 (amida I); la agrupación amida II muestra una banda fuerte a 1.525 cm-1 y otra

media a 1.465 cm-1. Por último, la tensión fuera del plano del grupo – OH (amida III)

muestra dos bandas de intensidad media a 1.260 cm-1 y 745 cm-1, respectivamente, y

una fuerte a 690 cm-1. La banda correspondiente a la vibración de alargamiento del

grupo - NH no aparece en la región entre 3.100 – 3.500 cm-1 posiblemente como

consecuencia de la existencia de un enlace de H intramolecular fuerte.

Del espectro ultravioleta del reactivo, se observa que éste sufre un efecto

batocrómico cuando disminuye la polaridad del disolvente. En este sentido, una

disolución acuosa del reactivo presenta dos bandas de absorción, una a 305 nm con un

valor de absortividad molar de 16,0·103 L·mol-1·cm-1, y otra a 270 nm, para la que ε =

13,3·103 L·mol-1·cm-1. En dimetilformamida (DMF) las dos bandas se desplazan hasta

320 nm (ε = 14,1·103 L·mol-1·cm-1) y 272 nm (ε = 12,9·103 L·mol-1 ·cm-1). Cuando el

reactivo se disuelve en etanol, éstas aparecen a 320 nm (ε = 16,1·103 L·mol-1·cm-1) y

270 nm (ε = 14,3·103 L·mol-1·cm-1). Por último, una disolución del reactivo en

cloroformo presenta estas bandas a 325 nm (ε = 15,1·103 L·mol-1·cm-1) y 280 nm (ε =

15,7·103 L·mol-1·cm-1).

El análisis elemental del compuesto conduce a los siguientes resultados: 70,9% C;

4,52% H y 18,71% N. Los valores calculados, de acuerdo con la fórmula empírica del

compuesto (C18H14N4O), 71,5% C; 4,66% H y 18,53% N, coinciden estrechamente con

los obtenidos experimentalmente. En la figura 2.1 se muestra la fórmula desarrollada del

producto.

Figura 2.1. Estructura de di-2-piridilcetona benzoílhidrazona.

C = N

O

NH C

N

N

CAPÍTULO 2

80

Además de las características espectroscópicas, se comprobó la solubilidad del

reactivo en distintos disolventes. En este sentido, se alcanzaron los siguientes resultados

para el reactivo en agua, dimetilformamida, etanol, benceno y cloroformo: 0,2 g·L-1,

87,6 g·L-1, 15,2 g·L-1, 15,6 g·L-1 y 50 g·L-1, respectivamente206. Las disoluciones del

reactivo en etanol, son estables al menos durante un mes.

Las constantes de disociación del reactivo se calcularon utilizando el método de

Stenström-Goldsmith207. Los valores medios obtenidos fueron 2,57 ± 0,05 y 10,6 ± 0,2

para pK1 y pK2, respectivamente206.

Por último, se estudió la reactividad del compuesto con distintos iones metálicos

utilizando tres disoluciones reguladoras diferentes, cloroacetato (pH = 3,0), acetato (pH

= 4,7) y borato (pH = 8,6), para cubrir un amplio intervalo de pH. Para formar los

complejos correspondientes se adicionaban pequeños volúmenes de una disolución

etanólica del reactivo a disoluciones acuosas que contenían el ión metálico, de tal forma

que la relación volumétrica final agua:etanol era 10:3. Una vez formados, se registraba

su espectro de absorción obteniéndose los resultados que se muestran en la tabla 2.1.

Como puede observarse, la mayoría de los metales estudiados forman complejos

con el reactivo en medio acetato, apareciendo los máximos de absorción entre 365 nm y

405 nm. Además, los valores de absortividad molar son relativamente elevados. Por otra

parte, a medida que aumenta la basicidad del medio se produce un aumento en los

valores de absortividad molar, acompañado por un desplazamiento hipsocrómico de los

máximos de absorción, para algunos complejos metálicos.

207 Stenström, W.; Goldsmith, N. Determination of the dissociation constants of phenol and the hydroxyl group of tyrosine by means of absorption measurements in the ultra-violet. J. Phys. Chem., 30, 1683, 1926.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

81

Tabla 2.1. Máximos de absorción y absortividades molares para los complejos M-dPKBH.

Cloroacetato Acetato Borato

Ión

metálico

λ

(nm) ε (L·mol-1·cm-1)

λ

(nm) ε (L·mol-1·cm-1)

λ

(nm) ε (L·mol-1·cm-1)

Fe (II) 385 0,2·103 365 37,2·103 355 5,4·103

Fe(III) 380 3,9·103 365 14,5·103 375 8,0·103

Cu (II) 395 17,4·103 385 20,0·103 370 71,8·103

Co (II) 410 18,9·103 405 34,6·103 370 44,2·103

Ni (II) 385 20,8·103 385 46,4·103 … …

Zn (II) … … 385 14,1·103 … …

Cd (II) … … … … 375 9,4·103

Hg (II) … … … … 375 24,6·103

Pb (II) … … 375 1,3·103 415 17,3·103

Bi (III) 390 14,6·103 385 16,3·103 375 2,2·103

Au (III) 390 0,8·103 370 2,6·103 360 5,6·103

Ga (III) … … 375 25,1·103 … …

V (V) 405 8,9·103 400 5,7·103 … …

U (VI) … … 385 30,7·103 390 8,3·103

CAPÍTULO 2

82

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

La metodología empleada para el desarrollo, optimización y validación de cada

uno de los métodos espectrofotométricos estudiados fue similar en todos los casos. En

este sentido, a continuación se realizará una descripción general de cada una de las

etapas seguidas para la optimización, validación y posterior aplicación de los

procedimientos desarrollados.

2.1. Ensayos Preliminares

Para desarrollar el método de análisis con el reactivo cromogénico seleccionado,

se comprobó inicialmente la correcta formación del complejo coloreado con el catión

metálico (Cu(II), Zn(II) ó V(IV/V)) así como su posterior medición espectrofotométrica.

Para ello, se utilizaron inicialmente las condiciones descritas por García-Vargas y

col.206, preparándose varias disoluciones que contenían 1 mg·L-1 del ión metálico a

estudiar a las que se les añadió un exceso de reactivo y un 10% (v/v) de etanol.

Posteriormente, se obtuvieron los espectros de absorción de los complejos formados

frente a un blanco preparado con las mismas cantidades de dPKBH y etanol que en las

muestras que contenían el analito.

2.2. Optimización de las condiciones de formación de los complejos

Una vez conocidas las longitudes de onda donde se producía la máxima

absorbancia de cada complejo, y al objeto de conseguir la máxima sensibilidad para el

método de determinación, se procedió a la optimización de las variables químicas que

controlaban el comportamiento de cada sistema: pH del medio así como concentración

de la disolución reguladora utilizada para su control, concentración de reactivo y

concentración de etanol. Todos los ensayos se llevaron a cabo preparando disoluciones

que contenían 1 mg·L-1 del ión metálico en estudio bajo distintas condiciones, pero

siempre en un volumen final de 10 mL al objeto de minimizar el consumo tanto de

muestras como de reactivos, midiendo la absorbancia de los complejos formados frente

a sus correspondientes blancos a la longitud de onda óptima para cada uno de ellos.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

83

Una vez optimizadas las variables químicas que afectaban de modo directo a la

formación de los complejos, se procedió al estudio de otras variables que también

podían influir en el sistema. Dichas variables fueron el orden de adición de los reactivos

y el lapso de tiempo de estabilidad del complejo formado. Una vez estudiadas ambas

variables, se procedió a establecer la estequiometría de cada complejo utilizando tanto

el método de Job o de las variaciones continuas como el método de la razón molar. Para

llevarlos a cabo, se prepararon distintas disoluciones acuosas de ión metálico así como

disoluciones acuo-etanólicas de reactivo cromogénico, y se mezclaron en las

proporciones apropiadas para establecer la relación estequiométrica en las que

reaccionaban dichas especies para dar lugar a la formación del complejo.

El método de Job consiste en preparar distintas muestras a partir de disoluciones

de la misma concentración total de metal y reactivo en las que se varía la relación

volumétrica entre ambos pero manteniendo constante el volumen total en cada una. A

continuación, se miden frente a sus blancos correspondientes y se representa la

absorbancia corregida frente a la fracción molar del catión. Se obtienen así dos líneas

rectas cuyo punto de corte corresponde a la relación de combinación entre el catión y el

ligando en el complejo formado.

En el método de la razón molar se preparan una serie de disoluciones en las que

se mantiene constante la concentración de uno de los reactivos y se varía de modo

creciente la relación molar entre ligando y metal. En este caso se mantuvo constante la

concentración del ión metálico y se varió el número de moles de reactivo por cada mol

de catión. Una vez preparadas las distintas disoluciones, éstas se midieron frente a sus

blancos correspondientes y se representaron los valores de absorbancia corregidos frente

a la razón molar entre reactivo e ión metálico. Igual que en el caso anterior, se obtienen

dos líneas rectas cuyo punto de corte coincide con la relación molar entre reactivo y

catión.

2.3. Validación del método

Una vez realizados los estudios precedentes, se procedió a la validación del

método analítico desarrollado. Éste es un proceso mediante el cual se establece, por

estudios de laboratorio, que las características representativas del mismo cumplen con

CAPÍTULO 2

84

las especificaciones para las que se propone su aplicación208. En este sentido, es

necesario realizar previamente una descripción del sistema analítico, indicando el

objetivo y tipo de método, el tipo e intervalo de concentración de analito(s) que se va a

determinar, los tipos de materiales o matrices para los que el método se va a aplicar y el

protocolo a seguir con dicho método209. Además, deben señalarse unos criterios para los

parámetros de diseño del mismo que deben alcanzarse para resolver el problema

analítico particular. Éstos dependerán fundamentalmente del objetivo y campo de

aplicación del método, afectando directamente al estudio de validación que se realice.

En general, se estudian los siguientes parámetros analíticos210, 211: intervalo de

linealidad, límites de detección y cuantificación, robustez, precisión, sesgo, exactitud y

selectividad (presencia de interferencias).

En nuestro caso, los parámetros que se consideraron más importantes y, por

tanto, se estudiaron para cada uno de los métodos desarrollados fueron los siguientes:

linealidad, límites de detección y cuantificación, precisión, presencia de interferencias,

sesgo y exactitud.

Linealidad

Para determinar el intervalo de concentración en el que es aplicable la ley de

Beer, se prepararon distintas disoluciones acuosas del ión metálico en las que se variaba

su concentración final y se mezclaban con las disoluciones de reactivo, etanol y

reguladora. A partir de los datos que se obtuvieron en este estudio fue posible

determinar la concentración de ión metálico más elevada para la cual la relación entre la

señal analítica (absorbancia a la longitud de onda característica) y aquélla seguía siendo

lineal. A continuación, se calculó el valor de absortividad molar.

208 Eurachem Guide. The fitness for purpose of analytical methods. A laboratory guide to method validation and related topics. LGC, Teddington, Middlesex, UK, 1998. (http://www.eurachem.bam.de) 209 Taverniers, I.; De Loose, M.; Van Bockstaele, E. Trends in quality in the analytical laboratory. II. Analytical method validation and quality assurance. Trends Anal. Chem., 23, 8, 535, 2004. 210 Chan, C.C. Cap. 2. Potency method validation en Analytical method validation and instrument performance verification. Ed. John Wiley & Sons. 2004 211 Feinberg, M. Validation of analytical methods based on accuracy profiles. J. Chromatogr. A, 1158, 174, 2007.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

85

Límites de detección y cuantificación

Este parámetro también puede evaluarse a partir de la ecuación de la recta de

regresión. Para ello, se obtuvieron distintas rectas de calibrado a partir de disoluciones

cuyas concentraciones finales de analito eran cada vez más pequeñas, calculándose el

límite de detección para cada una de ellas utilizando el criterio del cociente entre tres

veces la desviación estándar del blanco y la pendiente de la recta de regresión. El límite

de cuantificación se obtuvo calculando el cociente entre diez veces la desviación

estándar del blanco y la pendiente de la recta de regresión.

Precisión

Para ésta se realizaron los estudios correspondientes para establecer tanto la

repetibilidad (medidas intra-día) como la reproducibilidad (medidas inter-días). En este

sentido, para obtener la repetibilidad, se prepararon once disoluciones acuosas que

contenían 1 mg·L-1 del ión metálico en estudio y se siguió el procedimiento puesto a

punto. Una vez formado el complejo se medía la absorbancia de cada una de las

disoluciones frente a su blanco correspondiente. A partir de los datos obtenidos se

calcula la desviación estándar relativa. En el caso de la reproducibilidad, se recopilaron

los datos obtenidos tras el análisis de disoluciones que contenían la misma

concentración de ión metálico durante varios días y se calcula la desviación estándar

relativa.

Estudio de Interferencias

Con el propósito de poder aplicar la metodología desarrollada a muestras reales,

se procedió a la determinación de posibles interferencias causadas por la presencia en la

disolución de diversas especies catiónicas y aniónicas. De este modo, se prepararon

disoluciones de varios cationes en forma de cloruros, nitratos o sulfatos así como de

diferentes aniones como sales de potasio, sodio o amonio. Para cuantificar la variación

que se producía en la absorbancia de una disolución que contenía tan sólo el analito, se

adicionaba el posible interferente y se realizaba la correspondiente lectura

espectrofotométrica. Una determinada especie se consideró interferente cuando se

producía una variación en la absorbancia de ± 5% con respecto a la de la disolución que

CAPÍTULO 2

86

contenía tan sólo el analito.

Para realizar este estudio todas las disoluciones se prepararon en matraces de 10

mL, siguiendo el procedimiento descrito anteriormente, y con un contenido de 50 µg·L-1

del analito en estudio. En primer lugar, se comenzó por el estudio de los aniones,

continuando posteriormente con los cationes.

Una vez realizado el estudio de las interferencias, se procedió a la búsqueda de

posibles agentes enmascarantes que permitieran la ampliación del campo de aplicación

correcta de cada uno de los métodos desarrollados. Para ello, se seleccionaron en primer

lugar los compuestos que podrían ofrecer mejores resultados y, a continuación, se

emplearon en distintas concentraciones para comprobar su eficacia.

Exactitud

Esta suele estudiarse como la suma de dos componentes: sesgo y precisión. Para

estudiar el sesgo se emplearon materiales de referencia certificados, los cuales se

analizaron siguiendo el procedimiento optimizado. Las concentraciones de analito

encontradas se compararon con los valores certificados y se expresaron como

porcentajes de recuperación.

2.4. Aplicación a muestras reales

Una vez analizadas todas las variables que caracterizan a los nuevos métodos de

determinación desarrollados, éstos carecen de interés práctico si no es posible aplicarlos

a muestras reales con buenos resultados. En este sentido, tras comprobar la validez del

método propuesto, éste se aplicó a muestras acuosas de diferente composición y se

compararon los resultados con los obtenidos mediante otras técnicas analíticas tales

como la espectroscopía de absorción atómica de llama (FAAS) o la espectroscopía de

emisión de plasma acoplado inductivamente (ICP-OES).

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

87

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. NUEVA METODOLOGÍA ANALÍTICA PARA DETERMINACIÓN DE

COBRE EN AGUAS NATURALES

A continuación se muestran los resultados obtenidos para la determinación de

cobre siguiendo el procedimiento descrito en el desarrollo experimental.

3.1.1. Ensayos Preliminares

En primer lugar se comprobó la formación del complejo coloreado entre el

catión y el reactivo cromogénico. Para ello, inmediatamente después de mezclar las

disoluciones de los reactivos se registró el espectro de absorción del complejo Cu(II)-

dPKBH frente a un blanco del reactivo preparado añadiendo la misma cantidad de

dPKBH en etanol que la disolución que contenía cobre. De los espectros se desprende

que la máxima absorbancia del complejo aparece a 370 nm, por lo que en adelante, los

diferentes estudios de optimización del sistema se llevaron a cabo a dicha longitud de

onda.

Figura 2.2. Espectro de absorción de (a) blanco del reactivo ([dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; pH = 8; 10% etanol) y (b) complejo Cu(II)-dPKBH ([Cu(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; pH = 8; 10% etanol).

λ / nm

325 350 375 400 425 450 475

A

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

(a)

(b)

CAPÍTULO 2

88

En la figura 2.2 se muestra el espectro de absorción del complejo Cu(II)-dPKBH

frente a su blanco correspondiente.

3.1.2. Optimización de las condiciones de formación del complejo

Efecto del pH del medio

Para estudiar el efecto de esta variable en la absorbancia del complejo se

prepararon distintas disoluciones en matraces de 10 mL que contenían 1 mg·L-1 de

Cu(II), 3,25·10-4 mol·L-1 dPKBH y 10% de etanol. El pH de las mismas se varió entre 3

y 11 mediante la adición de pequeños volúmenes de ácido nítrico (HNO3) o hidróxido

sódico (NaOH) según fuese necesario. De manera similar, pero en ausencia de cobre, se

prepararon los correspondientes blancos. A continuación, se realizó la medida de sus

absorbancias a 370 nm, mostrándose los resultados en la figura 2.3. En ésta se puede

observar cómo existe un intervalo de pH, comprendido entre 7 y 9, en el cual la

formación del complejo tiene lugar en las condiciones más adecuadas, seleccionándose

como valor de pH a utilizar 8.

Figura 2.3. Efecto del pH sobre la absorbancia del complejo Cu(II)-dPKBH. [Cu(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; 10% etanol. ∆A = Acomplejo – Ablanco.

pH

2 4 6 8 10 12

∆ A

0,2

0,4

0,6

0,8

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

89

Control del pH del medio

Dado que la formación del complejo tiene lugar en un intervalo de pH entre 7 y

9, se hace necesaria la elección de una disolución reguladora adecuada para mantener

constante este valor en cada una de las disoluciones que vayan a medirse. Debido a ello,

se seleccionó en primer lugar la disolución reguladora formada por el sistema del ácido

fosfórico, que puede intercambiar hasta tres protones con valores de pK de 2,15 (pK1),

7,20 (pK2) y 12,74 (pK3). Así, su utilización en el intervalo de pH 7-9 vendrá regido por

el intercambio de un protón del anión H2PO4-. El siguiente paso consistió en determinar

la concentración final de dicha disolución en el matraz para mantener el pH de la

muestra en el valor deseado. Para ello, se prepararon distintas disoluciones en matraces

de 10 mL que contenían 1 mg·L-1 de Cu(II), 3,25·10-4 mol·L-1 de reactivo y 10% de

etanol, así como sus correspondientes blancos, y se varió la concentración final de la

disolución reguladora en cada una entre 3,33·10-3 mol·L-1 y 3,33·10-2 mol·L-1.

De las absorbancias obtenidas, que se muestran en la figura 2.4, se desprende

Figura 2.4. Efecto de la concentración de la disolución reguladora sobre la absorbancia del complejo Cu(II)-dPKBH. [Cu(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; 10% etanol. ∆A = Acomplejo – Ablanco.

[H2PO4-/HPO4

2-] ·103 /M

0 5 10 15 20 25 30 35

∆ A

0,2

0,4

0,6

0,8

CAPÍTULO 2

90

que, en este caso, el aumento de la concentración de la disolución reguladora de pH no

tiene prácticamente influencia sobre la absorbancia, siendo la concentración más diluída

suficiente para mantener el pH adecuado. No obstante, se seleccionó como

concentración óptima 1,65·10-2 mol·L-1 ya que el aumento de la capacidad reguladora

aumenta la robustez del método al asegurar la formación del complejo durante el

análisis de muestras acidificadas.

Concentración óptima de dPKBH

Una vez seleccionadas las condiciones de acidez más adecuadas para la

formación del complejo, se varió la concentración final del reactivo en la disolución

entre 1,3·10-4 mol·L-1 y 1,3·10-3 mol·L-1. Para ello, se prepararon diversas disoluciones

que contenían 1 mg·L-1 de Cu(II) en las condiciones de pH óptimo, así como sus

correspondientes blancos, y se midieron espectrofotométricamente a 370 nm. En estas

condiciones, el reactivo estaba en todo momento en exceso y los valores de absorbancia

obtenidos para cada una de las muestras ensayadas mostraban que eran prácticamente

independientes de la concentración de reactivo, como se observa en la figura 2.5.

Figura 2.5. Efecto de la concentración de reactivo sobre la absorbancia del complejo Cu(II)-dPKBH. [Cu(II)] = 1 mg·L-1; [H2PO4

-/HPO42-] = 1,65·10-2 mol·L-1; 10% etanol. ∆A = Acomplejo

– Ablanco.

[dPKBH] · 104 M

0 2 4 6 8 10 12 14

∆ A

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

91

De este modo, la concentración de reactivo elegida para la formación del

complejo en experimentos posteriores fue de 3,25·10-4 mol·L-1.

Naturaleza acuoetanólica del medio

La presencia de etanol en la disolución se debe a la necesidad de mantener en

disolución al reactivo, pero por otro lado, su porcentaje debe ser tal que asegure la

ausencia de cualquier precipitado. Para estudiar los efectos de su concentración, se

prepararon diversas disoluciones que contenían 1 mg·L-1 de Cu(II); 3,25·10-4 mol·L-1

dPKBH y 1,65·10-2 mol·L-1 de tampón de fosfato, así como sus blancos

correspondientes, y se varió el porcentaje final de etanol en las mismas en el intervalo

comprendido entre 2,5-50 %. Como se puede observar en la figura 2.6, las medidas a

370 nm presentaban valores de absorbancia que eran prácticamente independientes del

porcentaje final de etanol, aunque a valores superiores a 20% aumenta la incertidumbre

de las medidas debido a la aparición de turbidez en las muestras.

Por tanto, para obtener la formación del complejo en condiciones adecuadas y

Figura 2.6. Influencia del porcentaje de etanol sobre la absorbancia del complejo Cu(II)-dPKBH. [Cu(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-/HPO42-] = 1,65·10-2

mol·L-1. ∆A = Acomplejo - Ablanco.

% Etanol

0 10 20 30 40 50

∆ A

0,2

0,4

0,6

0,8

CAPÍTULO 2

92

las medidas con mayor precisión se tomó un porcentaje de etanol de 10% como el más

apropiado.

Orden de adición de los reactivos

Cuando se forma un complejo coloreado, además de las variables químicas que

intervienen en el proceso, el orden de adición de los reactivos puede tener a veces un

efecto importante en la reacción, tanto en sus aspectos termodinámicos como cinéticos.

Teniendo esto en cuenta, se prepararon varias disoluciones y sus correspondientes

blancos en las condiciones químicas anteriormente seleccionadas como óptimas,

variando el orden de adición de los reactivos como se muestra en la tabla 2.2. Tanto las

muestras como los correspondientes blancos se prepararon en matraces de 10 mL y se

midieron espectrofotométricamente a 370 nm. Todas las muestras se prepararon con una

concentración final de 1 mg·L-1 de Cu(II); 3,25·10-4 mol·L-1 dPKBH; 1,65·10-2 mol·L-1

tampón de fosfato y 10% etanol. Los blancos se prepararon del mismo modo excepto

que no se les adicionaba el cobre. De los valores de absorbancia que se obtienen para

cada una de las muestras ensayadas, se comprobó que eran relativamente independientes

del orden de adición de los reactivos. No obstante, se alcanzan valores ligeramente

superiores para el orden: Cu (II), tampón fosfato, dPKBH y etanol. Debido a esto, el

orden elegido para la formación del complejo es el mencionado anteriormente.

Tabla 2.2. Absorbancia del complejo Cu-dPKBH para distintos órdenes de adición de reactivos. Orden de adición ∆A

Cu-tampón-dPKBH-etanol 0,677±0,001

Cu-tampón-etanol-dPKBH 0,635±0,001

Cu-etanol-dPKBH-tampón 0,664±0,001

Cu-dPKBH-etanol-tampón 0,654±0,001

Estequiometría del complejo

Una vez establecidas las condiciones químicas más adecuadas para la formación

del complejo, se aplicaron dos métodos diferentes para establecer la estequiometría del

mismo. En la figura 2.7 se muestran los resultados obtenidos cuando se llevan a cabo las

experiencias para obtener la estequiometría del complejo mediante el método de Job. En

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

93

la misma se observa que en el punto de corte de ambas rectas la fracción molar para el

cobre es XCu(II) = 0,32, lo que indica que para el dPKBH ésta valdrá 0,68. Estos

resultados sugieren una relación molar Cu:dPKBH 1:2. Este resultado indica que

probablemente el dPKBH actúa como un ligando bidentado.

En el caso del método de la razón molar se mantuvo constante la concentración

de cobre y se varió el número de moles de reactivo por cada mol de catión, como se

muestra en la figura 2.8. Una vez preparadas, las disoluciones se midieron

espectrofotométricamente a 370 nm frente a sus blancos correspondientes y se

representaron los valores de absorbancia corregidos frente a la razón molar entre

reactivo y cobre. Igual que en el caso anterior, se obtienen dos líneas rectas cuyo punto

de corte coincide con la relación molar entre reactivo y catión. En esta ocasión éste vale

2,2, por lo que se puede afirmar que la relación molar dPKBH:Cu(II) es 2:1. Este

resultado es coherente con el obtenido por el método anterior, por lo que se puede

concluir que la relación estequiométrica Cu(II):dPKBH es 1:2.

Figura 2.7. Estequiometría del complejo Cu(II)-dPKBH mediante el método de Job o de las Variaciones Continuas.

XCu2+

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

∆A

0,000

0,020

0,040

0,060

0,080

0,100

0,120

0,140

0,160

0,180

0,200

∆A = 0,2336 - 0,2255·XCu2+

∆A = 0,0022 + 0,5007·XCu2+

CAPÍTULO 2

94

De los resultados obtenidos se deduce que el ión metálico debe coordinarse con

dos moléculas de reactivo para formar el complejo. Esto indica que el enlace formado

por el átomo de cobre con cada molécula de reactivo surge como consecuencia de la

desprotonación de cada grupo CONH dando lugar a la estructura que se propone en la

figura 2.9 para el complejo formado en disolución:

Figura 2.8. Estequiometría del complejo Cu(II)-dPKBH mediante el método de la Razón Molar.

Figura 2.9. Estructura propuesta para el complejo Cu(II)-dPKBH.

O N

N

N

N O

N

N

N

N

Cu

mol dPKBH/mol Cu2+

0 1 2 3 4 5 6

∆ A

-0,10

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

∆A = 0,0065 + 0,2455 n

∆A = 0,4457 + 0,0485 n

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

95

Estabilidad del complejo

Una vez obtenidas las condiciones más adecuadas para la formación del

complejo, se procedió al estudio de la estabilidad del mismo. Para ello, se realizaron

medidas de la absorbancia en función del tiempo. En la figura 2.10 se muestran los

resultados alcanzados, observándose que la absorbancia máxima se alcanza

inmediatamente y permanece estable durante al menos 24 horas.

3.1.3. Validación del método

Una vez que se estudiaron y optimizaron todas las variables químicas que

afectan al sistema analítico, se procedió al análisis de aquellas características analíticas

que permiten evaluar la bondad de la nueva metodología desarrollada. A continuación

se muestran los resultados obtenidos.

t (min)

0 100 200 1350 1425

∆ A

0,2

0,4

0,6

0,8

Figura 2.10. Estabilidad del complejo Cu(II)-dPKBH. [Cu(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-

/HPO42-] = 1,65·10-2 mol·L-1; 10% etanol. ∆A = Acomplejo –

Ablanco

CAPÍTULO 2

96

Intervalo de linealidad

En la figura 2.11 se presentan los resultados obtenidos entre 0 y 5 mg·L-1 de

Cu(II), observándose un comportamiento lineal para la concentración de analito hasta 3

mg·L-1. Para confirmar el resultado se calcula la diferencia entre el resultado

experimental y el proporcionado por la recta de regresión. Así, para 3 mg·L-1 Cu(II) se

obtiene 0,43% mientras que es -11,3% para 4 mg·L-1.

Utilizando los datos de la gráfica anterior en los que el comportamiento del

sistema es lineal, se obtiene la siguiente ecuación de regresión:

A = 0,6169 (± 0,0060) [Cu(II)] + 0,0039 (±0,0010) r 2 = 0,9996

Teniendo en cuenta que todos los valores de absorbancia mostrados hasta el

momento son el resultado de la media de al menos tres medidas repetidas, los intervalos

de confianza para la pendiente y la ordenada en el origen para esta ecuación se

calcularon como tsa y tsb, siendo sa y sb las desviaciones estándar relativas para la

pendiente y la ordenada en el origen, respectivamente, y t es el parámetro de la

distribución de Student para n-2 grados de libertad al 95% de confianza (p = 0,05).

Figura 2.11. Intervalo de linealidad para Cu(II). [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-/HPO42-] = 1,65·10-2 mol·L-1; 10%

etanol. ∆A = Acomplejo – Ablanco.

[Cu2+], mg · L-1

0 1 2 3 4 5 6

∆ A

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

97

Absortividad molar

La absortividad molar es una constante característica de cada compuesto

absorbente y depende de la longitud de onda a la que se realicen las medidas. De

acuerdo con la expresión matemática de la Ley de Beer (A = ε · b · c), ésta es la

constante de proporcionalidad entre la señal analítica (absorbancia) y la concentración

del analito. En este sentido, las pendientes de las ecuaciones de las rectas de regresión

obtenidas cuando se expresa la concentración de analito en mol·L-1, nos proporcionan

información acerca del coeficiente de absortividad molar del método, ya que la longitud

del camino óptico (b) es constante y las medidas se realizan utilizando cubetas de 1 cm

de paso de luz.

Así, la absortividad molar del método obtenida es:

εεεε = 3,92·104 L·mol-1·cm-1

Límites de detección y cuantificación

Otro parámetro que puede determinarse a partir de la ecuación de la recta de

regresión es el límite de detección del método. Para ello, se obtuvieron distintas rectas

de calibrado a partir de disoluciones cuyas concentraciones finales de cobre eran cada

vez más pequeñas. En la tabla 2.3 se muestran los parámetros de ajuste de las rectas de

regresión para los diferentes intervalos de concentración estudiados. Cada recta se

construyó con cinco puntos como mínimo, realizándose al menos tres medidas de cada

uno de ellos. En la última columna de dicha tabla se muestran los límites de detección

para cada intervalo, utilizándose el criterio del cociente entre tres veces la desviación

estándar de la ordenada en el origen y la pendiente de la recta, para obtenerlos. De este

modo, se puede observar que utilizando el intervalo de concentraciones más bajo, el

límite de detección del método es:

L.D. = 2,5 µg·L-1

El valor del límite de detección indica que el método desarrollado proporciona

una sensibilidad del mismo orden de magnitud que algunos métodos atómicos y mejor

CAPÍTULO 2

98

que la mayoría de métodos espectrofotométricos ya descritos en la introducción de la

presente memoria.

Tabla 2.3. Intervalos de concentración empleados para calcular el límite de detección.

Intervalo

(mg·L-1)

Ordenada

en el origen Pendiente r 2 asa

asb

L.D.

(mg·L-1)

0 – 2 1,5·10-3 0,6507 0,9995 0,0084 0,0074 3,9·10-2

0 – 2 6,8·10-3 0,6130 0,9995 0,0074 0,0066 3,6·10-2

0 – 0,1 -7,0·10-4 0,6609 0,9976 8,2·10-4 0,0146 3,7·10-3

0 – 0,05 7,7·10-4 0,6430 0,9977 5,4·10-4 0,0177 2,5·10-3

a sa y sb son las desviaciones estándar de la ordenada en el origen y la pendiente, respectivamente.

De manera análoga, el límite de cuantificación (L.C.) del método, empleando el

intervalo de concentraciones más bajo es:

L.C. = 8,4 µg·L-1

Precisión

Para establecer la repetibilidad se prepararon once muestras que contenían 1

mg·L-1 Cu(II) y los distintos reactivos en las condiciones óptimas y se midieron frente a

su blanco correspondiente. En la figura 2.12 se muestran los resultados conseguidos,

para los que:

R.S.D. = 0,46%

A partir de este resultado podemos concluir que el método propuesto

proporciona una adecuada repetibilidad en las medidas.

Para comprobar la reproducibilidad se recopilaron los resultados obtenidos tras

el análisis de once disoluciones con el mismo contenido en cobre (1 mg·L-1) medidas en

once días. En esta ocasión:

R.S.D. = 2,24%

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

99

Este valor nos permite destacar que el método propuesto también posee una

buena reproducibilidad en las medidas.

Estudio de Interferencias

Para este estudio se observó la variación que experimentaba la absorbancia de

una muestra que contenía 50 µg·L-1 de Cu(II) tras la adición del posible ión interferente.

Todas las muestras y los blancos correspondientes se prepararon en matraces de 10 mL

siguiendo el procedimiento descrito anteriormente.

Aniones

Se utilizaron sales sódicas, potásicas y amónicas en todos los casos en los que

fue posible. En la tabla 2.4 se detallan las especies aniónicas que se estudiaron como

posibles interferentes. En todos los casos, se prepararon disoluciones concentradas de

cada anión, con una concentración de 0,16 mol·L-1. A partir de ellas, mediante dilución,

se prepararon una serie de disoluciones conteniendo diferentes relaciones molares entre

metal y especie interferente. En este caso, las relaciones molares estudiadas fueron las

Réplica

0 2 4 6 8 10 12

∆ A

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

Figura 2.12. Valores de absorbancia obtenidos para once disoluciones conteniendo 1 mg·L-1 Cu(II).

CAPÍTULO 2

100

siguientes: 1:1.000; 1:5.000; 1:10.000 y 1:20.000.

En aquellos casos en los que se apreciaba interferencia a la relación molar de

1:1.000 se ensaya el límite de tolerancia para el anión interferente a ese nivel.

Tabla 2.4. Aniones y sales utilizadas para el estudio de interferencias.

Anión Sales

utilizadas Anión

Sales

utilizadas Anión Sales utilizadas

Cloruro

NaCl

KCl

NH4Cl

Nitrato

NaNO3

KNO3

NH4NO3

Sulfato

Na2SO4

K2SO4

(NH4)2SO4

Bromuro KBr Nitrito NaNO2 Oxalato (NH4)2C2O4 · H2O

Fluoruro NH4F Perclorato NaClO4 Tartrato C4H4O7KSb · ½ H2O

Yoduro KI Acetato NaCH3COO

NH4CH3COO Citrato Na3Cit · 2 H2O

A continuación se detallan los resultados obtenidos en cada caso:

Cloruros, Nitratos y Sulfatos. En la figura 2.13 se muestran las variaciones de

absorbancia experimentadas por los complejos Cu(II)-dPKBH con distintas adiciones de

estos aniones. Como puede observarse, la presencia del ión cloruro no produce

alteración de la absorbancia medida, al menos entre valores de razón molar

comprendidos entre 0 y 20.000. Este hecho se verificó además para todas las sales

estudiadas. Este mismo efecto se observa, en general, para el caso de nitratos y sulfatos.

No obstante, la adición de nitrato potásico a partir de una relación de 10.000 respecto de

cobre, provoca una ligera desviación de la absorbancia media, probablemente como

consecuencia de la presencia de impurezas de la sal utilizada y/o la aparición de

turbidez por el aumento de la fuerza iónica. Un efecto similar, aunque de menor

importancia, se observó tras la adición de sulfato de amonio para la relación molar más

elevada.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

101

Nitrito y Perclorato. En el caso del perclorato, los resultados que se alcanzan son

similares a los obtenidos para los aniones anteriores, esto es, no se observaron

interferencias hasta la relación molar más alta estudiada (20.000). No obstante, en el

caso de los nitritos, para la relación molar más baja (1.000) ya se obtenían

interferencias, por lo que se decidió disminuir el intervalo para determinar la relación

molar a la que la adición de esta especie no producía interferencias. Así, en la figura

2.14 se muestran los resultados obtenidos para el intervalo comprendido entre 0 y 1.000.

De la misma se observa que la adición de NaNO2 a la disolución que contiene 50 µg·L-1

Cu(II) no produce interferencias en una relación molar nitrito:cobre de hasta 500.

Figura 2.13. Efecto de la adición de cloruros ( ), nitratos ( ) y sulfatos ( ) en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

A-:Cu2+ (·10-4 M)

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

%∆ A

-5

0

5

10

CAPÍTULO 2

102

Bromuro, fluoruro y yoduro. Para éstos se estudió el efecto que producía la adición de

las disoluciones de KBr, NH4F y KI. En la figura 2.15 se presentan los resultados

obtenidos. Como se puede observar, ninguno de ellos presenta interferencias al menos

hasta las relaciones molares más altas estudiadas.

Acetato. En esta ocasión tan sólo se estudiaron las correspondientes sales sódica y

amónica. Los resultados alcanzados se muestran en la figura 2.16. Como se puede

observar, la sal amónica no presenta interferencias hasta la relación molar más alta

estudiada, mientras que la correspondiente sal sódica presenta una variación de

aproximadamente el 6 % para la relación molar más alta estudiada. Este resultado es

ligeramente superior al valor tomado como referencia en el criterio establecido para

determinar si una especie se podía considerar o no como interferencia. No obstante, y

dado que la sal amónica no interfiere en las medidas, se puede concluir que la adición

de acetato a la muestra no produce interferencias hasta, al menos, la relación molar más

alta estudiada.

NO2-:Cu2+ (M)

0 200 400 600 800 1000

%∆ A

-5

0

5

10

15

Figura 2.14. Efecto de la adición de NaNO2 en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

103

Figura 2.15. Efecto de la adición de KBr ( ), NH4F ( ) y KI ( ) en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

Figura 2.16. Efecto de la adición de NaCH3COO ( ) y NH4CH3COO ( ) en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

CH3COO-:Cu2+ (·10-4 M)

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

%∆A

-5

0

5

10

A-:Cu2+ (·10-4 M)

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

%∆A

-5

0

5

10

CAPÍTULO 2

104

Oxalato, citrato y tartrato. Para estos iones se prepararon las disoluciones en las

diferentes relaciones molares a partir de las sales correspondientes, (NH4)2C2O4 · H2O,

Na3C6H5O7 · 2H2O y KSbC4H4O7 · ½ H2O, para oxalato, citrato y tartrato,

respectivamente. En la figura 2.17 se detallan los resultados conseguidos. La adición de

oxalato no sólo no interfiere hasta la relación molar más alta estudiada sino que además

no producía ninguna variación en la absorbancia con respecto de la disolución que

contenía tan sólo el cobre, de ahí que en la gráfica no aparezca. Además, la adición de

citrato tampoco producía interferencias al menos, hasta las relación molar más alta

estudiada. Por último, la adición de tartrato presenta interferencias a partir de una

relación molar de 10.000, pudiendo en este caso estar influenciado por la presencia de

antimonio.

Figura 2.17. Efecto de la adición de Na3C6H5O7 · 2 H2O ( ) y KSbC4H4O7 · ½ H2O ( ) en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

A-:Cu2+ (·10-4 M)

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

%∆A

-5

0

5

10

-12,50 -15,62

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

105

Visto todo lo anterior, en la tabla 2.5 se muestran de manera resumida los

resultados obtenidos en el estudio de interferencias causadas por las especies aniónicas.

Como puede observarse, los aniones más comunes no causan efecto sobre la

absorbancia del complejo hasta valores de relación molar de 20.000. Tan sólo el tartrato

y el nitrito causan algún efecto, siendo éste apreciable únicamente para valores de

concentración elevados. Ello es probablemente debido a que el primero compleja el

cobre y el segundo lo reduce, por lo que en ambos casos va disminuyendo la

concentración de cobre complejado con la dPKBH como consecuencia del aumento de

concentración de la especie interferente.

Tabla 2.5. Efecto de la adición de especies interferentes sobre la absorbancia de la muestra

utilizada como control. Anión Relación Molar (anión/Cu)

Cl-, Br-, F-, I-, NO3-, SO4

2-, ClO4-,

citrato, oxalato, acetato > 20.000

Tartrato 5.000

NO2- 500

Cationes

En la mayoría de los casos se ha partido de disoluciones patrón de 1 g·L-1 del

catión correspondiente y se han efectuado las diluciones adecuadas para tener en la

disolución final las relaciones molares oportunas.

Los cationes sodio, potasio y amonio se estudiaron de forma simultánea a los

aniones, ya que las sales empleadas para éstos eran sódicas, potásicas o amónicas. Así,

los resultados obtenidos, que se muestran en la figura 2.18, se calcularon como la media

de los valores de absorbancia que presentaban en cada una de las sales en las que se

encontraban presentes en el estudio de los aniones. Como puede observarse, la adición

de éstos no afectó a la medida hasta la relación molar más alta estudiada.

CAPÍTULO 2

106

Para el resto de metales ensayados, los resultados se presentan en función de su

pertenencia a los distintos grupos principales del sistema periódico o a las diferentes

series de transición, como se muestra en la tabla 2.6. Para todos ellos, se utilizó el

criterio ya mencionado en el caso de los aniones, esto es, una especie fue considerada

interferente cuando producía una variación de la absorbancia del complejo Cu(II)-

dPKBH superior, en valor absoluto, al 5%.

Tabla 2.6. Cationes ensayados como posibles interferentes.

Grupo Cationes

2 Be(II), Mg(II), Ca(II), Sr(II), Ba(II)

13 Al(III)

14 Si(IV), Sn(II), Pb(II)

15 As(V), Sb(III), Bi(III)

16 Se(IV)

1ª Serie transición Ti(IV), V(V), Cr(III), Mn(II), Fe(III), Co(II), Ni( II), Zn(II)

2ª Serie transición Mo(VI), Ag(I), Cd(II)

3ª Serie transición Hg(II)

Figura 2.18. Efecto de la adición de Na+ ( ), K+ ( ) y NH4+ ( )

en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

M+:Cu2+ (·10-4 M)

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

%∆ A

-5

0

5

10

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

107

Elementos del grupo 2. Se estudiaron los efectos que producían en la absorbancia de

una muestra que contenía 50 µg·L-1 de Cu(II) la adición de Be, Mg, Ca, Sr y Ba en

relaciones molares comprendidas en el intervalo entre 0 y 1.000 respecto del cobre.

Como puede observarse en la figura 2.19 (a), los resultados indican que para los

cationes Be(II) y Ca(II) aparecen interferencias para las relaciones molares más altas

estudiadas para ellos, esto es, para una relación metal:cobre 1:300, mientras que éstas

aparecen para la relación 1:200 en el caso de Mg(II). En este sentido, se puede concluir

que los cationes Be(II) y Ca(II) pueden encontrarse en relaciones molares 200:1

respecto de cobre sin presentar interferencias y Mg(II) hasta una relación 100:1. Por otra

parte, en la figura 2.19 (b) se muestran los resultados obtenidos para los otros dos

metales (Sr(II) y Ba(II)). Para ambos, las interferencias aparecen para relaciones

molares más elevadas que en los casos anteriores. Así, la presencia de Sr(II) en la

disolución que contiene Cu(II) no interfiere hasta una relación molar de 500:1, mientras

que aumenta hasta el doble para el caso de Ba(II).

Elementos de los grupos 13 a 16. Del mismo modo que en el caso anterior, los

resultados obtenidos se muestran en dos figuras, debido a las diferencias en las

relaciones molares estudiadas. Así, en la figura 2.20 (a) se muestran los resultados

1000

M2+:Cu2+ (M)

100 200 300

%∆A

-5

0

5

10

-13,16

12,6

2

18,52(a)

M2+:Cu2+ (M)

200 400 600

%∆A

-5

0

5

1012,73(b)

Figura 2.19. Efecto de la adición de alcalinotérreos en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II). (a) Be(II) ( ), Mg(II) ( ) y Ca(II) ( ); (b) Sr(II) ( ) y Ba(II) ( )

CAPÍTULO 2

108

obtenidos para los metales con las relaciones molares más bajas respecto de cobre.

Como puede observarse, Sn(II) no produce interferencias en un exceso respecto de

cobre de hasta 20 veces en relación molar, mientras que Al(III) y Bi(III) no interfieren

en relación 10:1. Por último, Pb(II) es el que presenta un límite de tolerancia más bajo.

En la figura 2.20 (b) se muestran aquellos metales cuyas relaciones molares fueron más

altas. En este caso, Sb(III) puede encontrarse en una relación molar de hasta 2.000 veces

con respecto de Cu(II) sin causar interferencias, dicha relación disminuye hasta 1.000

para el caso de As(V), mientras que Se(IV) y Si(IV) pueden encontrarse hasta 175

veces.

Elementos de la 1ª Serie de Transición. Debido a los diferentes intervalos en los que

se estudiaron las relaciones molares entre los metales y el cobre, los resultados

obtenidos se recogen en dos figuras, igual que en los casos precedentes. Así, en la figura

2.21 (a) se muestran los metales cuyos límites de tolerancia son más bajos. Como puede

observarse, Co(II), Ni(II) y Zn(II) presentan las interferencias más importantes, ya que

producen variaciones significativas en la absorbancia de la muestra a partir de una

Figura 2.20. Efecto de la adición de: (a) Al(III) ( ), Bi(III) ( ), Sn(II) ( ) y Pb(II) ( ); (b) Se(IV) ( ), Si(IV) ( ), As(V) ( ) y Sb(III) ( ), en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

5 10 15 2050

Mn+:Cu2+ ·10-2(M)

2

%∆A

-5

0

5

10 (b)

Mn+:Cu2+ (M)

10 20 30

%∆A

-5

0

5

10

-6,30 -7,48-6,25 -7,21

(a)

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

109

relación molar con Cu(II) de 0,25. Para el resto de metales de este grupo, cuyos

resultados se muestran en la figura 2.21 (b), se observa cómo a medida que aumenta el

estado de oxidación de los mismos la relación molar a la que causan interferencias

también es mayor, V(V) no interfiere hasta una relación molar con Cu(II) 100:1,

mientras que Fe(III) y Cr(III) interfieren en relación molar 20:1.

Elementos de la 2ª y 3ª Series de Transición. Del mismo modo que en los casos

precedentes, los resultados obtenidos se muestran en dos figuras. Así, como se puede

observar en la figura 2.22 (a), Cd(II) y Hg(II) presentan interferencias importantes para

relaciones molares de 0,5. No obstante, estos elementos suelen encontrarse

habitualmente a niveles de concentración muy bajos con respecto a cobre en aguas

naturales, por lo que su presencia en muestras reales no afectará a la medida. Por otro

lado, los resultados obtenidos para los otros dos metales, figura 2.22 (b), indican que su

presencia en concentraciones altas respecto a la de cobre no causan interferencias.

En la tabla 2.7 se muestran, a modo de resumen, los resultados obtenidos, tanto

para cationes como para aniones.

Figura 2.21. Efecto de la adición de: (a) Co(II) ( ), Ni(II) ( ), Zn(II) ( ) y Mn(II) ( ); (b) Cr(III) ( ), Fe(III) ( ), Ti(IV) ( ) y V(V) ( ) en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

5,00

M2+:Cu2+ (M)

0,25 0,50 0,75 1,00

%∆A

-5

0

5

10 (a) 21,510,2 14,0

Mn+:Cu2+ (M)

25 50 75 100

%∆A

-5

0

5

10(b)

-12,6

29,8

200

CAPÍTULO 2

110

Tabla 2.7. Relaciones máximas toleradas por la muestra utilizada como control.

Ión Relación Molar (ión/Cu)

Cl-, Br-, F-, I-, NO3-, SO4

2-, ClO4-, Na+, K+, NH4

+, citrato, oxalato,

acetato > 20.000

Tartrato 5.000

Sb(III) 2.000

As(V), Ba(II) 1.000

NO2-, Sr(II) 500

Ca(II), Be(II) 200

Se(IV), Si(IV) 175

Mo(VI), V(V), Mg(II) 100

Ti(IV) 50

Cr(III), Fe(III), Sn(II) 20

Al(III), Bi(III) 10

Pb(II), Ag(I) 5

Mn(II) 1

Co(II), Ni(II), Zn(II), Cd(II), Hg(II) 0,25

Figura 2.22. Efecto de la adición de: (a) Cd(II) ( ) y Hg(II) ( ); (b) Ag(I) ( ) y Mo(VI) ( ) en la absorbancia de una muestra que contiene 50 µg·L-1 Cu(II).

5 10 100 200

M2+:Cu2+ (M)

0,25 0,50 0,75 1,00

%∆A

-5

0

5

10(a) 18,8 16,1

Mn+:Cu2+ (M)

1 2 3 4

%∆A

-5

0

5

10 (b)

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

111

Como se desprende de los resultados expuestos en esta tabla, se pueden

establecer las siguientes conclusiones:

• La mayoría de los aniones ensayados, así como los cationes Na+, K+ y NH4+, no

producen interferencias en la medida de la muestra, a las relativamente altas

concentraciones toleradas.

• En general, para aquellos elementos cuyos estados de oxidación son distintos de dos,

se obtienen mayores límites de tolerancia.

• Los elementos de las distintas series de transición cuyo estado de oxidación

predominante es dos son los que presentan las mayores interferencias incluso a niveles

de concentración inferiores a los de cobre, como es el caso de Co, Ni, Zn, Cd y Hg, lo

cual está relacionado probablemente con la formación de complejos coloreados

similares con el ligando quelatante.

Estudio de Enmascarantes

En el estudio precedente se ha mostrado que existe una serie de elementos cuya

presencia, incluso a niveles de concentración inferiores a los que se encuentra el cobre,

pueden producir interferencias en la medida. No obstante, la mayoría no representan un

grave problema, ya que en muchos casos se presentan en concentraciones muy

inferiores al cobre en muestras ambientales (como por ejemplo, Hg(II) o Cd(II) en aguas

naturales). A pesar de ello, siguen existiendo algunas especies químicas cuya presencia

en muestras reales puede estar en concentraciones similares a las de cobre, interfiriendo

de este modo su cuantificación. Por tanto, se hace necesaria la búsqueda de posibles

compuestos que, adicionados a la muestra en determinadas concentraciones, minimicen

o incluso eliminen los efectos producidos por los interferentes, y al mismo tiempo no

afecten a la determinación del cobre.

El término enmascaramiento define un proceso mediante el cual una sustancia

interferente reacciona con una(s) sustancia(s) adecuada(s) adicionada(s) a la muestra, de

manera que la concentración libre del interferente se reduce por debajo del límite en el

que causa interferencia. Las reacciones de enmascaramiento más habituales son de

precipitación, complejación o redox.

CAPÍTULO 2

112

Por ello se han investigado posibles agentes complejantes, que minimizan al

máximo la manipulación de la muestra, evitando, por ejemplo, la adición de reactivos

que diesen lugar a reacciones de precipitación. Además, estas especies no deben

reaccionar con el cobre presente en la muestra. En este sentido, de los posibles agentes

enmascarantes encontrados en la bibliografía se han ensayado el fluoruro amónico y el

citrato sódico, los cuales, como se ha mostrado en la tabla 2.5 no causan interferencias

en las medidas de cobre en relaciones molares con éste de hasta 20.000.

Para determinar la efectividad de los mismos se prepararon disoluciones que

contenían 50 µg·L-1 Cu(II); 3,25·10-4 mol·L-1 dPKBH; 1,65·10-2 mol·L-1 tampón de

fosfato y 10% etanol, cuya medición espectrofotométrica a 370 nm, frente a su blanco

correspondiente, se compara con la obtenida con otras dos disoluciones idénticas que

contienen además, el ión interferente sólo, y en presencia del agente enmascarante,

respectivamente. Los valores obtenidos se expresan como porcentajes de variación de la

absorbancia respecto de la disolución que contiene tan sólo el analito.

Así pues, de los resultados mostrados en la tabla 2.8, se desprende que la adición

de NH4F 8·10-4 mol·L-1 puede utilizarse para eliminar las interferencias provocadas por

Al(III) en un exceso respecto de Cu(II) de hasta 25 veces, mientras que una

concentración final de NH4F 8·10-3 mol·L-1 es suficiente para Mg(II) y Mn(II) cuando se

encuentran en un exceso de 200 y 2 veces, respectivamente. También, como se

desprende de la tabla 2.9, el uso de Na3C6H5O7·2H2O 0,2 mol·L-1 permite enmascarar

las interferencias causadas por Zn(II) en relación molar 1:1 con Cu(II) y en relaciones

molares 0,5:1 para Cd(II) y Ni(II).

Tabla 2.8. Efecto de la adición de NH4F como enmascarante.

Ión Interferente(ión:cobre) NH4F (10-3 mol·L-1)

0 0,4 0,8 8,0 16,0

Aluminio (25:1) -8,08 % - 6,06 % 1,01 % ---- ----

Magnesio (200:1) 8,82 % 8,04 % 6,89 % 3,92 % 2,94 %

Manganeso (2:1) 14,43 % 11,04 % 8,36 % 2,06 % 1,03 %

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

113

Tabla 2.9. Efecto de la adición de Na3C6H5O7·2H2O como enmascarante.

Ión Interferente (ión:cobre) Na3C6H5O7·2H2O (mol·L-1)

0 0,05 0,1 0,2 0,25

Cinc (1:1) 37,74 % 24,53 % 10,38 % 2,83 % ----

Níquel (1:1) 30,27 % 19,27 % 17,43 % 13,76 % 13,76 %

Níquel (0,5:1) 15,31 % 9,09 % 6,52 % 4,54 % ----

Cadmio (1:1) 30,00 % 18,18 % 14,54 % 11,82 % 10,00 %

Cadmio (0,5:1) 12,28 % 8,77 % 6,14 % 3,51 % ----

Exactitud

Se han utilizado dos Materiales de Referencia Certificados (Silicon Brass C31X

WSB 10 y Cu/Be/Co alloy C36X CBC 40), suministrados por MBH Analytical Ltd.

Ambas muestras se disgregaron utilizando el procedimiento que se describe a

continuación:

Latón Silicatado (C31X WSB 10). Este material se suministra en forma de

lascas de diversos tamaños. Para disolverlo se pesan exactamente 0,5000 g de la

muestra en una placa de teflón y se añaden 4 mL de una mezcla HNO3:HCl (3:1)

calentando suavemente. Seguidamente, se adicionan unos 10 mL de agua

bidestilada y se continúa con el calentamiento. Tras añadir unas gotas de HF

concentrado, se calienta la muestra hasta su completa disolución. Por último, se

deja enfriar y se trasvasa el contenido de la placa a un matraz aforado enrasando

a 100 mL con agua bidestilada.

Esta muestra presenta un contenido certificado para cobre de 73,513%.

Por tanto, en el matraz aforado de 100 mL existe una concentración inicial de

3.675,5 mg·L-1 de Cu(II). Para llevar a cabo las medidas espectrofotométricas se

realiza una dilución 1:4.000 de la disolución original, siendo por tanto la

concentración final de cobre 0,919 mg·L-1.

Aleación de Co/Be/Cu (C36X CBC 40). Este material de referencia se

suministra en forma de lascas de diversos tamaños. Del mismo modo que en el

CAPÍTULO 2

114

caso anterior, para conseguir su disolución se pesan 0,4500 g de la muestra en

una placa de teflón y tras añadir 3,5 mL de la mezcla HNO3:HCl (3:1) se

calienta suavemente. Transcurridos unos minutos, la muestra se disuelve

completamente, por lo que se deja enfriar y se enrasa en matraz aforado de 100

mL.

El contenido de cobre certificado para esta muestra es del 97,347%, de

donde la concentración inicial de éste en el matraz de 100 mL es de 4.386,8

mg·L-1. Igual que en el caso de la muestra anterior, se realiza una dilución

1:4.000 para realizar las medidas espectrofotométricas, resultando una

concentración de cobre de 1,097 mg·L-1.

Una vez en disolución ambas muestras se procede a su medida utilizando el

método desarrollado. Para ello, cada una de las muestras de referencia se analiza por

triplicado. Los resultados que se obtienen para cada una de ellas se encuentran en la

tabla 2.10. En ésta se muestran también los valores de incertidumbre en la

determinación, expresados en forma de desviación estándar, presentados entre

paréntesis, así como su exactitud, expresada como error relativo (εr), y como porcentaje

de recuperación (%R). Los valores obtenidos para el porcentaje de recuperación indican

que el método proporciona valores aceptables para ambas muestras, verificándose de

este modo su exactitud.

Tabla 2.10. Resultados obtenidos en el análisis de las muestras de referencia.

Muestra [Cu(II)] certificada (mg·L-1) [Cu(II)] encontrada (mg·L-1) εr (%) %R

C31X WSB 10 0,919 0,929 (± 0,005) 1,09 101,1

C36X CBC 40 1,097 1,122 (± 0,011) 2,28 102,3

De los resultados obtenidos en este estudio de validación, podemos concluir que

el método propuesto para la determinación de cobre en aguas naturales demuestra ser

exacto, preciso, con un amplio intervalo de linealidad (hasta 3 mg·L-1 de Cu(II)), un

límite de detección mejor que la gran mayoría de métodos espectrofotométricos y del

mismo orden de magnitud que algunos métodos atómicos y selectivo cuando se

emplean los agentes enmascarantes apropiados.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

115

A continuación se indica el procedimiento a seguir para la determinación de

cobre en aguas naturales utilizando el método propuesto:

A una alícuota de muestra que contenga entre 8,4 y 3.000 µg·L-1 de

Cu(II) se le añade, siguiendo el orden que se indica a continuación, la

disolución reguladora de fosfatos (concentración final 1,65·10-2 M), la

disolución de dPKBH (concentración final 3,25·10-4 M) y el volumen necesario

de etanol para alcanzar un 10% v/v final. Para eliminar el efecto de posibles

especies interferentes se adicionan también una disolución de citrato trisódico

(concentración final 0,1 M) y otra de fluoruro amónico (concentración final

0,04 M) antes de la adición de los reactivos. Agitar suavemente para que se

produzca la reacción de formación del complejo y medir la absorbancia a 370

nm. Calcular la concentración de analito en la muestra a partir de la gráfica de

calibrado preparada a tal efecto.

3.1.4. Aplicación a muestras reales

Una vez validado el método, éste se aplicó a muestras reales con matrices

diferentes para cuantificar la concentración de Cu(II) en cada una de ellas. Una de las

muestras utilizadas es de agua potable obtenida del grifo directamente. Dicha muestra

fue previamente analizada por espectroscopia de absorción atómica de llama para

conocer el contenido, tanto de cobre, como de otros elementos (véase la tabla 2.11).

Esta muestra se analiza mediante el método propuesto y añadiendo agentes

enmascarantes para eliminar las interferencias de las distintas especies. De este modo,

los matraces que contenían las muestras presentaban una concentración final 0,1 M de

citrato trisódico y 0,04 M de fluoruro amónico. Las muestras se analizan por triplicado.

La composición de cobre y otros elementos en la otra muestra acuosa, agua de

río, se determina mediante espectroscopía de emisión atómica de plasma acoplado

inductivamente. Para realizar su análisis utilizando el método desarrollado, la muestra

se diluye previamente (1:10) y se miden tres réplicas de la misma a las que también se

les adicionan previamente los enmascarantes anteriormente citados (citrato y fluoruro).

En la tabla 2.11 se muestran los resultados obtenidos en el análisis de ambas

CAPÍTULO 2

116

muestras. Como puede observarse, los valores tanto de precisión como de exactitud

obtenidos indican la adecuación del nuevo método propuesto para el análisis de trazas

de cobre, incluso cuando están presentes otros elementos que son susceptibles de causar

interferencias en la cuantificación del cobre, pero cuya perjudicial influencia es evitada

por reacciones de enmascaramiento. Además, en la última columna se muestran los

valores del estadístico t de la distribución de Student calculados para comparar los

resultados obtenidos con el método propuesto y con los de referencia. Este parámetro

adopta un valor de 4,30 para 2 grados de libertad y un nivel de probabilidad del 95%.

Como se puede observar, los valores obtenidos para este parámetro son inferiores al

tabulado, lo cual nos indica que no existen diferencias estadísticamente significativas

entre ambos resultados.

Tabla 2.11. Resultados obtenidos en el análisis de las muestras acuosas.

Muestra [Cu(II)] ref

µµµµg·L-1

[Cu(II)] enc

µµµµg·L-1

Otros elementos

presentes µµµµg·L-1

εεεεr

(%)

t

(95%)

Agua potable 13,21 (± 0,44)a 13,53 (± 0,87)c

Zn: 30,90

Fe: 41,07

Al: 146,66

Mn: 2,56

2,42 0,57

Agua de río 542 (± 42)b 564 (± 17)c

Zn: 590

Fe: 604

Pb: 63,8

4,06 0,84

a FAAS b AES-ICP c Presente método

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

117

3.2. DETERMINACIÓN DE TRAZAS DE CINC MEDIANTE LA FO RMACIÓN

DE UN QUELATO COLOREADO

A continuación se muestran los resultados obtenidos para la determinación de

cinc siguiendo el procedimiento descrito en el desarrollo experimental.

3.2.1. Ensayos Preliminares

Para ello, inmediatamente después de mezclar todas las disoluciones se registra

el espectro de absorción del complejo Zn(II)-dPKBH frente a un blanco del reactivo

preparado añadiendo la misma cantidad de dPKBH en etanol y disolución reguladora

que en la disolución que contenía el cinc. De dicho espectro se desprende que la

máxima absorbancia del complejo aparece a 370 nm, por lo que en adelante, los

diferentes estudios de optimización del sistema se llevaron a cabo a dicha longitud de

onda. En la figura 2.23 se muestra el espectro de absorción del complejo Zn(II)-dPKBH

frente a su blanco correspondiente.

λ /nm

300 350 400 450 500 550

∆ A

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

(b)

(a)

Figura 2. 23. Espectros de absorción. (a) blanco del reactivo ([dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; pH = 8; 10% v/v etanol) y (b) complejo Zn(II)-dPKBH ([Zn(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; pH = 8; 10% v/v etanol).

CAPÍTULO 2

118

3.2.2. Optimización de las condiciones de formación del complejo

Efecto del pH del medio

Para estudiar el efecto de esta variable en la absorbancia del complejo se

prepararon distintas disoluciones en matraces de 10 mL que contenían 1 mg·L-1 de

Zn(II), 3,25·10-4 mol·L-1 dPKBH y 10% v/v de etanol. El pH de las mismas se varió del

mismo modo que en el caso del complejo de cobre. Durante este proceso se observó

cómo a medida que aumentaba la basicidad de las disoluciones que contenían cinc

comenzaba a aparecer una ligera turbidez blanquecina en los matraces poco tiempo

después de formarse el complejo. Este hecho puede relacionarse con el comportamiento

que presenta el catión en disolución acuosa, el cual se encuentra libre en medio ácido

pero comienza a precipitar el hidróxido (Zn(OH)2) a partir de pH 7,5212. En

consecuencia, se realizaron las medidas de absorbancias inmediatamente después de la

preparación, así como a los 2, 5 y 10 minutos de formarse el complejo de Zn(II)-

dPKBH. Los resultados que se obtuvieron se detallan en la figura 2.24. En ésta pueden

distinguirse dos zonas en las que el comportamiento del sistema es diferente. En la

primera, en la que el pH es ácido y por tanto el catión está libre en disolución, la

absorbancia del complejo aumenta con éste hasta llegar a 6,4-7. En la segunda, a

medida que aumenta la basicidad del sistema (pH>7,5) la absorbancia disminuye otra

vez, siendo además el descenso de ésta más pronunciado a medida que aumenta el

tiempo de medida. Esto se justifica como consecuencia de que a partir de pH 7,5

comienza la precipitación del hidróxido.

Además, cuando se realizan las medidas espectrofotométricas inmediatamente

después de formarse el complejo, la zona óptima de pH está comprendida entre 6,4 y 10.

No obstante, a medida que transcurre el tiempo el intervalo de pH óptimo se reduce, de

forma que sólo para el intervalo de pH comprendido entre 6,4 y 7 la absorbancia del

complejo formado es independiente del tiempo de medida.

212 Burriel Martí, F.; Lucena Conde, F.; Arribas Jimeno, S.; Hernández Méndez, J. Química Analítica Cualitativa. p. 692. Ed. Paraninfo, 2006.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

119

Por tanto, a partir de los resultados obtenidos se seleccionó pH = 6,4 como pH

óptimo para el desarrollo del complejo coloreado.

Control del pH del medio

Los resultados mostrados anteriormente ponen de manifiesto la necesidad de

realizar un control estricto de las condiciones de acidez del sistema de reacción para que

la formación del complejo tenga lugar adecuadamente. En este sentido, y al objeto de

obtener la máxima sensibilidad para el nuevo método espectrofotométrico, se hace aún

más importante, si cabe, la elección de una disolución reguladora adecuada para

mantener constante, (y en torno a 6,4), el pH de cada una de las disoluciones que vayan

a medirse. Así, se seleccionó en primer lugar la disolución reguladora formada por el

sistema del ácido fosfórico, que como ya se mencionó para el caso del cobre puede

intercambiar hasta tres protones con valores de pK de 2,15 (pK1), 7,20 (pK2) y 12,74

(pK3), respectivamente. Por tanto, su utilización en el intervalo de pH comprendido

entre 6,4 y 7 estará gobernada por el intercambio de un protón según el equilibrio:

pH

4 6 8 10 12

∆A

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

Figura 2.24. Efecto del pH. Absorbancia del complejo Zn(II)-dPKBH en función del tiempo (� 0’; � 2’; ▲ 5’; � 10’) transcurrido desde su formación. [Zn(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; 10% v/v etanol.

CAPÍTULO 2

120

H2PO4- � HPO4

2- + H+

Posteriormente, se determinó la concentración final de dicha disolución

necesaria para mantener el pH de la muestra en el valor deseado. Para ello, se

prepararon distintas disoluciones en matraces de 10 mL que contenían 1 mg·L-1 de

Zn(II); 3,25·10-4 mol·L-1 de dPKBH y 10% v/v de etanol, así como sus correspondientes

blancos, y se varió la concentración final de la disolución reguladora en cada una entre

2,5·10-3 mol·L-1 y 1,0·10-2 mol·L-1. Inmediatamente después de la mezcla de todos los

reactivos se efectuaba la medida espectrofotométrica a 370 nm de cada disolución

ensayada frente a su blanco correspondiente. En la figura 2.25 se presentan los

resultados que se obtienen, indicando las barras verticales el error asociado a las

medidas efectuadas por triplicado a disoluciones duplicadas. Como se puede observar,

la absorbancia del complejo alcanza una zona de estabilidad a partir de 3,5·10-3 mol·L-1

y hasta 10-2 mol·L-1 (concentración más alta ensayada). Por tanto, dado que la

disolución que contenía una concentración de reguladora 5·10-3 mol·L-1 proporcionaba

una respuesta adecuada para el complejo formado, y permitía muestras con valores de

pH diferentes, ésta se seleccionó como concentración óptima.

[KH2PO4] ·103 M

0 2 4 6 8 10

∆ A

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

Figura 2.25. Efecto de la concentración de la disolución reguladora. [Zn(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; 10% v/v etanol. pH = 6,4.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

121

Concentración óptima de dPKBH

Se ha estudiado el efecto que provoca en la señal analítica la variación de la

concentración de reactivo quelatante. En este sentido, y considerando que todos los

ensayos anteriormente descritos se habían efectuado para una concentración de analito

de 1 mg·L-1, se varió la concentración final de dPKBH en la disolución de manera que

ésta abarcara el intervalo comprendido entre 1,3·10-5 mol·L-1 y 6,6·10-4 mol·L-1. De este

modo, se alcanzan relaciones molares ligando:Zn(II) desde 1:1 hasta un exceso

considerable del mismo (50:1). En la figura 2.26 se muestran los resultados a los que se

llegan, indicando la línea la tendencia de los puntos y las barras verticales la desviación

estándar asociada a las medidas efectuadas por triplicado en disoluciones duplicadas.

Como se puede observar, se produce un rápido aumento de la absorbancia del

complejo cuando se aumenta la concentración de reactivo, alcanzándose una zona de

estabilidad en la que la señal permanece prácticamente independiente de la

concentración del ligando. De este modo, y habida cuenta que las muestras reales

presentarán siempre menores concentraciones de Zn(II), es suficiente utilizar cualquier

Figura 2.26. Efecto de la concentración de dPKBH. [Zn(II)]=1 mg·L-1; [KH2PO4] = 5,0·10-3 mol·L-1; 10% v/v etanol.

[dPKBH] ·104M

0 1 2 3 4 5 6 7

∆ A

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

CAPÍTULO 2

122

concentración de reactivo superior a 3·10-4 mol·L-1. Para minimizar tanto el coste del

análisis como la generación de residuos, se optó por utilizar una concentración de

3,25·10-4 mol·L-1 de dPKBH.

Naturaleza acuoetanólica del medio

Como en el caso del complejo cobre-ligando, para estudiar el efecto del

contenido etanólico del medio se preparan diversas disoluciones que contienen 1 mg·L-1

de Zn(II); 3,25·10-4 mol·L-1 dPKBH y 5,0·10-3 mol·L-1 de disolución reguladora, así

como sus blancos correspondientes, y se varía el porcentaje final de etanol en las

mismas en el intervalo comprendido entre 2,5-50 %. Los resultados que se obtienen se

detallan en la figura 2.27.

Como se puede observar, para contenidos bajos en el porcentaje de etanol

(<20%) se obtiene una excelente reproducibilidad en las medidas, mientras que a

valores superiores a 20% se pierde precisión debido a la aparición de turbidez en las

% Etanol

0 10 20 30 40 50

∆A

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

Figura 2.27. Efecto del contenido en etanol. [Zn(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [KH2PO4] = 5,0·10-3 mol·L-1; pH = 6,4.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

123

muestras. Además, a medida que aumenta el porcentaje de etanol se observa un

incremento de la señal analítica de hasta un 15%, que se mantiene constante hasta el

50% de etanol.

Por tanto, para obtener la formación del complejo en condiciones adecuadas y

las medidas con mayor precisión se tomó como óptimo un porcentaje final de etanol de

15% v/v.

Orden de adición de reactivos

Para ello, se preparan varias disoluciones conteniendo 1 mg·L-1 Zn(II), y sus

correspondientes blancos, en las condiciones experimentales anteriormente

seleccionadas como óptimas, variando el orden de adición de los reactivos como se

muestra en la tabla 2.12.

Tabla 2.12. Efecto del orden de adición de reactivos.

Orden de adición ∆A

Zn-tampón-dPKBH-etanol 0,701±0,001

Zn-tampón-etanol-dPKBH 0,700±0,001

Zn-etanol-dPKBH-tampón 0,694±0,001

Zn-dPKBH-etanol-tampón 0,691±0,001

De los valores de absorbancia que se detallan en la tabla, se comprueba que son

prácticamente independientes del orden de adición de los reactivos. No obstante, el

orden elegido para la formación del complejo fue el primero, ya que es probablemente

el más adecuado cuando se trate de aplicar el método a muestras reales.

Estequiometría del complejo

Se han aplicado dos métodos diferentes para establecer la estequiometría del

mismo: el método de Job o de las variaciones continuas y el método de la razón molar.

Ambos métodos ya han sido explicados anteriormente. En la figura 2.28 se muestran los

resultados obtenidos mediante el método de Job, y en la misma se observa que en el

punto de corte de ambas rectas la fracción molar para el cinc es XZn(II) = 0,33. Estos

CAPÍTULO 2

124

resultados sugieren una relación molar Zn(II):dPKBH 1:2, la misma que ya se había

obtenido anteriormente para el complejo formado por el reactivo y Cu(II). Este hecho

pone de manifiesto la afinidad del reactivo por cationes divalentes, indicando además,

que el dPKBH actúa como un ligando bidentado.

El método de la razón molar se muestra en la figura 2.29. Igual que en el caso

anterior, se pueden extrapolar dos líneas rectas cuyo punto de corte coincide con la

relación de moles entre el reactivo y el catión, que es 2,24. Este resultado es coherente

con el obtenido por el método de Job.

Por tanto, y del mismo modo que ocurría para el cobre, el enlace formado por el

átomo de cinc con cada molécula de reactivo debe ocurrir probablemente como

consecuencia de la desprotonación de cada grupo CONH del reactivo. Así, en la figura

2.30 se propone la estructura para el complejo Zn(II)-dPKBH en disolución.

XZn2+

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

∆ A

0,000

0,010

0,020

0,030

0,040

0,050

0,060

∆A = 0,0009 + 0,1635 XZn2+

∆A = 0,0807 - 0,0810 XZn2+

Figura 2.28. Estequiometría del complejo Zn(II)-dPKBH mediante el método de Job o de las variaciones continuas.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

125

Estabilidad del complejo

Para realizar este estudio ya se partía con la información previamente obtenida

en la optimización del pH del sistema. En ésta, se había comprobado cómo la formación

del complejo tenía lugar inmediatamente después de mezclar todos los reactivos y,

Figura 2.29. Estequiometría del complejo Zn(II)-dPKBH mediante el método de la Razón Molar.

O N

N

N

N O

N

N

N

N

Zn

Figura 2.30. Estructura propuesta para el complejo Zn(II)-dPKBH.

mol dPKBH/mol Zn2+

0 1 2 3 4 5 6

∆ A

0,000

0,100

0,200

0,300

0,400

0,500

0,600

0,700

∆A = 0,1265 + 0,0794 n

∆A = 0,0050 + 0,1336 n

CAPÍTULO 2

126

además, que la absorbancia permanecía constante durante, al menos, 10 minutos. No

obstante, parecía adecuado disponer de la información relativa al tiempo máximo en el

que podría efectuarse la medida de las disoluciones sin disminución de la señal. Para

ello, se prepara una disolución del complejo Zn(II)-dPKBH en las condiciones

previamente descritas y se realizan las medidas de absorbancia a 370 nm en función del

tiempo, frente a su blanco correspondiente.

En la figura 2.31 se exponen los resultados que se alcanzan y, como se puede

observar, la absorbancia permanece estable durante al menos 1 hora, momento a partir

del cual se produce un descenso progresivo de la misma. Así, transcurridos 90 minutos,

la pérdida de la señal analítica era aproximadamente de un 10% respecto del valor

inicial.

Estos resultados ponen de manifiesto que la estabilidad del sistema, aunque no

es muy alta, es suficiente para que el tiempo que se dispone para efectuar los análisis en

el laboratorio sea adecuado para el estudio cuantitativo del cinc. Además, si se

considera que el método aquí desarrollado se plantea como una nueva alternativa de

t /min

0 20 40 60 80

∆A

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

Figura 2.31. Estabilidad del complejo Zn(II)-dPKBH. [Zn(II)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [KH2PO4] = 5,0·10-3 mol·L-1; 15% v/v etanol; pH = 6,4.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

127

metodología analítica para aplicar por medio de un control on line, éste no será un factor

limitante, ya que en estos casos las medidas se realizan en el mismo instante en el que

se recogen las muestras.

3.2.3. Validación del método

Una vez que se estudiaron y optimizaron todas las variables químicas que

afectaban al sistema de medida, se procede al análisis de aquellas características

analíticas que permiten validar la nueva metodología desarrollada.

Intervalo de linealidad

En la figura 2.32 se muestran los resultados obtenidos entre 0 y 6 mg·L-1 de

Zn(II), observándose un comportamiento lineal para su concentración hasta 3 mg·L-1.

Para confirmarlo se determina la diferencia, expresada como porcentaje de variación,

entre el valor experimental y el proporcionado por la recta de regresión. De este modo,

para 3 mg·L-1 Zn(II) se obtiene -1,3% mientras que es de -9,7% para 4 mg·L-1 Zn(II).

Figura 2.32. Intervalo de linealidad para Zn(II). [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-] = 5,0·10-3 mol·L-1; 15% etanol. pH = 6,4. ∆A = Acomplejo – Ablanco.

[Zn2+], mg·L-1

0 1 2 3 4 5 6

∆ A

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

CAPÍTULO 2

128

Utilizando los datos de la gráfica anterior en los que el comportamiento del

sistema es lineal, se obtiene la siguiente ecuación de ajuste para altas concentraciones de

Zn(II):

A = 0,6336 (± 0,0422) [Zn(II)] + 0,032 (±0,071) r2 = 0,999

En ésta, se indican entre paréntesis los intervalos de confianza obtenidos para la

pendiente y la ordenada en el origen. Éstos se calcularon como tsa y tsb, siendo sa y sb

las desviaciones estándar relativas para la pendiente y la ordenada en el origen,

respectivamente, y t es el parámetro de la distribución de Student para n-2 grados de

libertad al 95% de confianza (p = 0,05).

Absortividad molar

Para obtener el valor de este parámetro se estudiaron cuatro intervalos de

concentración de Zn(II) diferentes: 0 a 3 mg·L-1; 0 a 2 mg·L-1; 0 a 0,1 mg·L-1 y 0 a 0,01

mg·L-1, respectivamente. Tras mezclar todos los reactivos, se realizan las medidas a 370

nm y posteriormente se calculan las correspondientes rectas de regresión. Dado que las

medidas se realizaron en todo momento empleando una cubeta de cuarzo de 1 cm de

paso de luz, las pendientes de las rectas de regresión coincidían con el valor de

absortividad molar del método. En esta ocasión, el valor que se obtuvo fue:

εεεε = 4,22(± 0,16)·104 L·mol-1cm-1

Límites de detección y cuantificación

Para ello, y considerando los bajos niveles de concentración en los que puede

encontrarse el analito en las muestras acuosas naturales, se construyeron diversas rectas

de calibrado en las que se iba reduciendo el intervalo de concentración de cinc. Cada

una de ellas estaba formada por cinco puntos, obtenidos cada uno de ellos como el valor

medio de nueve determinaciones.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

129

En la figura 2.33 se muestra, a modo de ejemplo, la recta de regresión obtenida

para el intervalo de concentraciones más bajo estudiado. De nuevo, las líneas verticales

indican la desviación estándar de cada una de las medidas.

En la tabla 2.13 se muestran los parámetros de ajuste obtenidos para las

diferentes rectas de regresión, indicándose en la última columna los límites de detección

para cada intervalo, utilizándose para calcularlos el criterio del cociente entre tres veces

la desviación estándar de la ordenada en el origen y la pendiente de la recta. De este

modo, se puede observar que utilizando el intervalo de concentraciones más bajo, el

límite de detección del método es:

L.D. = 1,9 µg·L-1

Este valor de límite de detección indica que el método espectrofotométrico

desarrollado proporciona una sensibilidad del mismo orden de magnitud que algunos

métodos atómicos e incluso es mejor que la práctica totalidad de métodos

espectrofotométricos ya descritos en la introducción de la presente memoria.

[Zn2+], mg·L-1

0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05

A

0,05

0,06

0,07

0,08

0,09

0,10

[Zn2+], mg·L-1

0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05

A

0,05

0,06

0,07

0,08

0,09

0,10

Figura 2.33. Recta de regresión para trazas de cinc.

CAPÍTULO 2

130

Tabla 2.13. Intervalos de concentración empleados para calcular el límite de detección.

Intervalo

(mg·L-1)

Ordenada

en el origen Pendiente r 2 asa

asb

L.D.

(mg·L-1)

0 – 0,5 0,0643 0,6404 0,9999 0,8·10-3 0,0033 3,8·10-3

0 – 0,2 0,0675 0,6269 0,9972 2,0·10-3 0,0192 9,5·10-3

0 – 0,1 0,0698 0,6150 0,9920 1,2·10-3 0,0246 5,6·10-3

0 – 0,05 0,0634 0,6471 0,9974 0,4·10-3 0,0156 1,9·10-3

a sa y sb son las desviaciones estándar de la ordenada en el origen y la pendiente, respectivamente.

Por otra parte, el límite de cuantificación, calculado como el cociente entre diez

veces la desviación estándar del blanco y la pendiente de la recta de regresión, resultó

ser:

L.C. = 6,2 µg·L-1

Precisión

Para establecer la repetibilidad, se prepararon once disoluciones que contenían 1

mg·L-1 Zn(II) y los distintos reactivos en las condiciones óptimas y se midieron frente a

su blanco correspondiente. Como puede observarse en la figura 2.34, los resultados

alcanzados indican una adecuada repetibilidad de las medidas, proporcionando un valor

de:

R.S.D. = 1,37%

Para evaluar la reproducibilidad, se compararon los resultados obtenidos tras el

análisis de once disoluciones que contenían 1 mg·L-1 Zn(II) y todos los reactivos en las

condiciones optimizadas, en días diferentes. En esta ocasión, los resultados indicaron

una excelente reproducibilidad:

R.S.D. = 1,38%

Por tanto, a partir de los valores obtenidos para la repetibilidad y la

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

131

reproducibilidad se puede concluir que el método desarrollado proporciona una buena

precisión en las medidas.

Estudio de Interferencias

Para ello, se observa la variación que experimenta la absorbancia de una

disolución que contiene 50 µg·L-1 de Zn(II) tras la adición del posible ión interferente.

En esta ocasión, hay que señalar que ya se partía con la información previamente

obtenida cuando se estudiaron las interferencias para el complejo de Cu(II) (véase tabla

2.7). Por tanto, considerando que en la mayoría de las medidas espectrofotométricas la

aparición de interferencias surgen como consecuencia de reacciones competitivas entre

el ligando y la especie potencialmente interferente, cabía esperar que el comportamiento

del sistema fuera similar al observado en el caso del cobre. En este sentido, parecía

lógico esperar que la adición de los diferentes aniones a la disolución que contenía el

cinc condujera a resultados similares a los que se obtuvieron para el cobre. Así, el

estudio de éstos se efectuó comprobando su potencial interferencia en las relaciones

molares con cinc más elevadas, esto es, 1:20.000. Para el caso de los cationes se empleó

Figura 2.34. Precisión del método. [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-] = 5,0·10-3 mol·L-1; 15% etanol. [Zn(II)] = 1 mg·L-1; pH = 6,4.

Réplica

0 2 4 6 8 10 12

∆A

0,00

0,20

0,40

0,60

CAPÍTULO 2

132

el mismo razonamiento, estudiándose tan sólo aquellos que habían presentado los

efectos más importantes.

Aniones

Como se ha mencionado anteriormente, se utilizaron sales sódicas, potásicas y

amónicas en todos los casos en los que fue posible. Para efectuar los ensayos

correspondientes se prepararon disoluciones concentradas en cada anión. A partir de

ellas, mediante dilución, se prepararon las disoluciones adecuadas para obtener las

relaciones molares entre metal y especie interferente.

Haluros y Perclorato. En la tabla 2.14 se indican las distintas disoluciones que se

emplearon para llevar a cabo este estudio. Teniendo en cuenta que ninguno de ellos

presenta interferencia en la determinación de cobre por medio de su complejo con

dPKBH en la relación molar más alta estudiada, se comenzó inicialmente comprobando

el efecto que provocaba en la absorbancia del complejo Zn(II)-dPKBH su adición en

relación molar 1:20.000. En dicha tabla se muestran los resultados que se obtienen,

indicándose en cada columna la absorbancia de la disolución utilizada como control, la

de la disolución tras añadir la posible especie interferente y el porcentaje de variación de

la misma, respectivamente. Como se puede observar, en ningún caso se supera el límite

establecido, esto es, el 5% de variación, por lo que se constata que la adición de las sales

estudiadas pueden tolerarse en el método espectrofotométrico del Zn(II)-dPKBH.

Tabla 2.14. Efecto de la adición de haluros y perclorato en la absorbancia del complejo Zn(II)-

dPKBH.

Zn(II)-dPKBH (A) Sal añadida Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Sal (A) ∆∆∆∆A (%)

NaCl 0,032 0,0

KCl 0,033 3,1

NH4Cl 0,033 3,1

KBr 0,033 3,1

NH4F 0,033 3,1

KI 0,033 3,1

0,032

NaClO4 0,032 0,0

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

133

Nitratos y nitritos. En esta ocasión la relación más alta que se ha utilizado para nitritos

es 1:1.000. Las sales utilizadas así como los resultados que se obtienen, mostrados en la

tabla 2.15, ponen de manifiesto la ausencia de interferencias de estas especies en las

relaciones molares estudiadas.

Tabla 2.15. Efecto de la adición de nitratos y nitritos en la absorbancia del complejo Zn(II)-

dPKBH.

Zn(II)-dPKBH (A) Sal añadida Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Sal (A) ∆∆∆∆A (%)

NaNO3 0,034 3,0

NH4NO3 0,033 0,0

0,033

NaNO2 0,034 3,0

Sulfato y tiosulfato. Del mismo modo que en los casos precedentes, se prepararon las

disoluciones del blanco, de control (cuya concentración final en Zn(II) era 50 µg·L-1) y

con los posibles interferentes. Los resultados que se alcanzan se detallan en la tabla 2.16

e indican que la presencia de sulfatos y tiosulfatos en relación molar 1:20.000 no

producen interferencias en la medida.

Tabla 2.16. Efecto de la adición de sulfato y tiosulfato en la absorbancia del complejo Zn(II)-

dPKBH.

Zn(II)-dPKBH (A) Sal añadida Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Sal (A) ∆∆∆∆A (%)

Na2SO4 0,034 3,0 0,033

Na2S2O3·5H2O 0,034 3,0

Acetato, oxalato, citrato y tartrato. Para estos iones se preparan las disoluciones en

las diferentes relaciones molares a partir de las sales que se muestran en la tabla 2.17. Se

adicionaron acetato y oxalato en relación molar 1:20.000 así como 1:1.000 para citrato y

1:5.000 para tartrato. Como se puede observar, la adición de acetato y oxalato no

produce variación en la absorbancia. En el caso de los otros dos aniones estudiados no

se observó este mismo comportamiento. Así, la adición de citrato produce una pequeña

interferencia negativa, mientras que la adición de tartrato presenta una leve interferencia

a partir de la relación molar 1:5.000.

CAPÍTULO 2

134

El hecho de que la adición de citrato a la disolución utilizada como control

provocara un leve descenso de su absorbancia coincide con los resultados previamente

obtenidos en el estudio de cobre, ya que éste se utilizaba como enmascarante en su

determinación, y en el otro caso es probablemente debido a la interacción del antimonio

con el reactivo quelatante.

Tabla 2.17. Efecto de la adición de acetato, oxalato, citrato y tartrato en la absorbancia del

complejo Zn(II)-dPKBH.

Zn(II)-dPKBH (A) Sal añadida Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Sal (A) ∆∆∆∆A (%)

NaCH3COO 0,033 0

(NH4)2C2O4·H2O 0,033 0

Na3C6H5O7·2H2O 0,030 - 9,1 0,033

KSbC4H4O7·½H2O 0,035 6,1

Cationes

Como ya se ha indicado anteriormente, tan sólo se han estudiado las posibles

interferencias causadas por aquellas especies catiónicas que presentan los mayores

efectos en la medida del complejo de cobre, (véase tabla 2.8). En este sentido, se ha

comenzado el estudio ensayando en primer lugar las relaciones molares catión:cinc a las

que los primeros ya habían presentado interferencias en la medida de cobre. A

continuación, y en función de los resultados obtenidos, se ha variado dicha relación para

determinar el límite de tolerancia para cada uno de los metales ensayados. Para cada

uno de ellos se dispone de disoluciones patrones de 1 g·L-1 del catión correspondiente, a

partir de las cuales se efectuan las diluciones adecuadas para tener en la disolución final

las relaciones molares oportunas.

Debido a que en el estudio de las interferencias aniónicas se han empleado sales

sódicas, potásicas o amónicas, la información obtenida también es aplicable a estos

cationes. Los resultados extrapolados se detallan en la tabla 2.18. Éstos se calculan

como la media de los valores de absorbancia que presentan en cada una de las sales en

las que se encontraban presentes en el estudio de los aniones. Como puede deducirse, la

adición de éstos no afecta a la medida hasta la relación molar más alta estudiada, esto

es, 1:20.000.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

135

Tabla 2.18. Efecto de la adición de sodio, potasio y amonio en la absorbancia del complejo

Zn(II)-dPKBH.

Para el resto de metales ensayados, los resultados se presentan en función de su

pertenencia a los distintos grupos principales del sistema periódico o a las diferentes

series de transición, como se expone en la tabla 2.19.

Tabla 2.19. Cationes ensayados como posibles interferentes.

Grupo Cationes

13 Al(III)

14 Sn(II), Pb(II)

1ª Serie transición Cr(III), Mn(II), Cu(II), Fe(III), Fe(II), Co(II), Ni(II)

2ª Serie transición Cd(II)

Elementos de los grupos 13-14. Del mismo modo que en los casos precedentes, se ha

utilizado como control una disolución que contenía 50 µg·L-1 Zn(II). Se han preparado

disoluciones en las que las relaciones molares respecto de Zn(II) fueron 20:1, 10:1 y

5:1, para Sn(II), Al(III) y Pb(II), respectivamente. Los resultados que se obtienen

indican que, para dichas relaciones molares, los cationes estudiados provocan

interferencias. Por tanto, se ensayan relaciones molares más bajas para evaluar el límite

de tolerancia para cada catión. Así, en la tabla 2.20 se presentan los resultados obtenidos

para las relaciones molares catión:cinc a las que éstos no provocan interferencias.

Zn(II)-dPKBH (A) Catión Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Catión (A) ∆∆∆∆A (%)

Na+ 0,034 3,0

K+ 0,033 0

0,033

NH4+ 0,033 0

CAPÍTULO 2

136

Tabla 2.20. Límites de tolerancia de los cationes ensayados para la determinación de Zn(II).

Zn(II)-dPKBH (A) Catión Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Catión (A) ∆∆∆∆A (%) Relación

Sn(II) 0,032 -3,0 2:1

Al(III) 0,032 -3,0 1:1

0,033

Pb(II) 0,034 3,0 1:1

Elementos de la 1ª y 2ª Series de Transición. En esta ocasión, y teniendo como

referencia la información obtenida en el apartado anterior, la relación molar más alta

estudiada para todos los cationes respecto de Zn(II) fue 1:1. Así, en la tabla 2.21 figuran

los resultados que se obtienen. Como puede observarse, los cationes Fe(II), Co(II),

Ni(II) y Cu(II) presentan las interferencias más importantes, provocando aumentos en la

absorbancia de las disoluciones superiores al 70%. Por otra parte, los cationes Cd(II) y

Fe(III) provocan un pequeño aumento de la absorbancia, lo que conduce a porcentajes

de variación ligeramente superiores a los previamente establecidos, mientras que Cr(III)

y Mn(II) no producen interferencias.

Tabla 2.21. Interferencias causadas por los elementos de las 1ª y 2ª series de transición.

Zn(II)-dPKBH (A) Catión Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Catión (A) ∆∆∆∆A (%)

Cu(II) 0,062 82,4

Ni(II) 0,061 79,4

Co(II) 0,060 76,5

Fe(II) 0,059 73,5

Cd(II) 0,039 14,7

Fe(III) 0,037 8,8

Mn(II) 0,033 -2,9

0,034

Cr(III) 0,033 -2,9

A la vista de los resultados obtenidos, el estudio se continuó para determinar el

nivel de tolerancia del método para los cuatro metales que producían los efectos más

importantes: Cu(II), Ni(II), Co(II) y Fe(II). En este sentido, se preparan distintas

disoluciones en las que se reduce progresivamente la relación molar entre el catión

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

137

interferente y el cinc. Así, en la tabla 2.22 se detallan, a modo de ejemplo, los valores de

absorbancia y el porcentaje de variación de ésta que se alcanzan para las diferentes

relaciones molares estudiadas entre cobre y cinc. Como se puede observar, a medida

que disminuye la relación molar entre ambos cationes, esto es, la concentración de

Cu(II) en la disolución es menor, más bajo es el porcentaje de variación, obteniéndose

que para una relación molar 0,02:1 (Cu(II):Zn(II)) dicho catión deja de afectar a las

medidas. Para los otros tres cationes se sigue el mismo procedimiento, mostrando los

resultados límites de tolerancia ligeramente superiores a los de cobre. Así, para Ni(II) y

Co(II) se obtuvieron porcentajes de variación de la absorbancia de 0,2% y 3,1%,

respectivamente, para una relación molar 0,04:1 (M(II):Zn(II)). En el caso de Fe(II) ésta

fue 0,08:1 (Fe(II):Zn(II)), con un porcentaje de variación para la absorbancia de la

mezcla de 1,4%.

Tabla 2.22. Límite de tolerancia del método para Cu(II).

Zn(II)-dPKBH (A) Cu(II):Zn(II) (M) Zn(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−(ΙΙ)−dPKBH + Cu(II) (A) ∆∆∆∆A (%)

1:1 0,056 82,4

0,5:1 0,046 48,4

0,25:1 0,041 32,2

0,08:1 0,035 12,9

0,031

0,02:1 0,030 -3,2

De estos resultados, se pueden establecer las siguientes conclusiones:

• La mayoría de los aniones ensayados, así como los cationes Na+, K+ y NH4+, no

producen interferencias en la medida de la disolución en relativamente muy altas

concentraciones.

• Para aquellos cationes cuyos estados de oxidación son distintos de dos (Fe(III),

Cr(III)y Al(III)), se obtienen mayores límites de tolerancia.

• Los elementos de las distintas series de transición cuyo estado de oxidación

predominante es dos son los que presentan las mayores interferencias incluso a niveles

de concentración inferiores a los de cinc, como es el caso de Cu(II), Ni(II), Fe(II) y

CAPÍTULO 2

138

Co(II). Lo cual es probablemente debido a una competencia entre el ión interferente, el

cinc y el ligando quelatante, que hace que la interacción ión metálico-ligando es

superior a la de Zn-ligando y produciendo además un complejo coloreado.

Estudio de Enmascarantes

En el estudio precedente se ha mostrado que existen una serie de elementos cuya

presencia, incluso a niveles de concentración inferiores a los que se encuentra el cinc,

pueden producir interferencias en la medida. Por tanto, se hace necesaria la búsqueda de

posibles reacciones de enmascaramiento para estas especies interferentes.

En este sentido, de los posibles agentes enmascarantes encontrados en la

bibliografía, se ensayaron el tiosulfato sódico y la dimetilglioxima. Como se indica en la

tabla 2.16, el ión tiosulfato no causa interferencias en las medidas de cinc en relaciones

molares con éste de hasta 20.000. Para la dimetilglioxima se ha procedido del mismo

modo que en el estudio de interferencias, llegándose previamente a corroborar la

ausencia de interferencia en relación 20.000:1 respecto del analito. Así, para el

tiosulfato sódico se prepara diariamente una disolución acuosa al 10% p/v (equivalente

a una concentración 0,4 M), mientras que para la dimetilglioxima se prepara una

disolución etanólica de 1 g·L-1.

Para evaluar la efectividad de los mismos se prepara una muestra sintética que

contiene la totalidad de los cationes estudiados en el apartado anterior y cuya

composición se muestra en la tabla 2.23. Además, se utiliza otra disolución que contiene

70 µg·L-1 Zn(II) y todos los reactivos necesarios en las condiciones óptimas, midiéndose

a 370 nm frente al blanco correspondiente, que se toma como referencia.

Tabla 2.23. Composición de la muestra sintética.

Catión [M n+], µg·L-1 Catión [M n+], µg·L-1

Al(III) 128 Cd(II) 8

Cr(III) 20 Co(II) 24

Fe(III) 92 Pb(II) 20

Mn(II) 36 Ni(II) 60

Cu(II) 20 Zn(II) 72

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

139

Así pues, de la muestra de referencia previamente preparada se toman alícuotas

que se miden empleando el método desarrollado, obteniendo de este modo una medida

de la absorbancia en ausencia de enmascarantes. Posteriormente, se realiza el mismo

proceso a diferentes alícuotas, pero añadiendo además el posible agente enmascarante

en diferentes concentraciones. Los valores de absorbancia obtenidos se comparan con el

de la muestra de referencia sin enmascarante así como con el de la disolución que

contiene tan sólo los 70 µg·L-1 Zn(II). De este modo se puede obtener mayor cantidad

de información, ya que por una parte se comprueba la eficacia del enmascarante a

medida que aumenta su concentración en la muestra de referencia y, por otra, de la

comparación con la absorbancia de la disolución que tan sólo contiene el analito se

puede comprobar si el enmascarante ha alcanzado su máxima eficacia. Por último, se

adicionaron ambos enmascarantes en las concentraciones en las que producían el mayor

enmascaramiento para comprobar su funcionamiento conjunto. En las figuras 2.35 y

2.36 se presentan los efectos provocados sobre la muestra de referencia la adición de

tiosulfato sódico y dimetilglioxima por separado. En éstas, se representa en color verde

la absorbancia de la disolución que contenía sólo 70 µg·L-1 Zn(II), en color azul la

muestra de referencia sin enmascarante y en color rojo la absorbancia de la muestra de

referencia y el enmascarante adicionado. Como se puede observar en la figura 2.35, la

adición de tiosulfato sódico produce un descenso progresivo de las interferencias a

medida que aumenta su concentración. Así, comparando con la disolución de 70 µg·L-1

Zn(II), las interferencias se reducen desde el 92% (muestra de referencia sin tiosulfato)

hasta un 32% para una concentración final 0,08 M de tiosulfato en el matraz. Cuando se

utilizan concentraciones de enmascarante más elevadas no se obtienen mejoras

significativas.

CAPÍTULO 2

140

En el caso de la dimetilglioxima, cuyos resultados se muestran en la figura 2.36,

el descenso observado osciló desde el 92% (muestra sintética sin dimetilglioxima) hasta

un 26% para una concentración final de 40 mg·L-1 de dimetilglioxima en el matraz.

Estos resultados ponen de manifiesto la adecuación de ambos para reducir las

interferencias, no obstante, aún en las concentraciones más elevadas no se consiguen

eliminar completamente.

Por último, se comprobó el efecto que produce la adición de ambos

enmascarantes. Los resultados que se alcanzaron, y que se detallan en la tabla 2.24 para

las distintas mezclas de enmascarantes utilizadas, indican que la adición de tiosulfato

sódico en una concentración final 8·10-3 M y 40 mg·L-1 de dimetilglioxima es adecuada

para cuantificar el analito sin que afecten las interferencias. Por tanto, para cuantificar la

concentración de cinc en muestras reales será necesario adicionar tiosulfato sódico y

dimetilglioxima de forma que sus concentraciones finales en el matraz sean 8·10-3 M y

40 mg·L-1, respectivamente.

[Na2S2O35H2O], ·103 M

0 8 16 80

∆ A

0,000

0,020

0,040

0,060

0,080

0,100

Figura 2.35. Efecto de la adición de tiosulfato sódico como agente enmascarante.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

141

Tabla 2.24. Eficacia de la mezcla de ambos enmascarantes.

M. control a (A) Tiosulfato (M)+ DMG b (mg·L-1) Muestra + enm.c (A) %∆A

---- 0,093 86,0

8·10-3 + 30 0,054 8,0

8·10-3 + 40 0,048 -4,0

8·10-3 + 50 0,048 -4,0

0,050

12·10-3 + 40 0,048 -4,0

a: Disolución de 70 µg·L-1 Zn(II). b: Dimetilglioxima. c: Mezcla de enmascarantes.

Exactitud

En esta ocasión, se han utilizado dos materiales de referencia certificados, el

primero de ellos es una muestra de agua potable blanda (LGC 6011) suministrada por el

“Laboratory of the Government Chemist” (Reino Unido), mientras que el otro es una

muestra de agua de río (SRM 1643d) suministrado por el “National Institute of

Standards & Technology” (Estados Unidos). En las tablas 2.25 y 2.26 se indican las

[Dimetilglioxima], mg·L-1

0 10 20 30 40

∆Α

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

Figura 2.36. Efecto de la adición de dimetilglioxima como agente enmascarante.

CAPÍTULO 2

142

concentraciones de cada una de las especies presentes en LGC 6011 y SRM 1643d,

respectivamente.

Tabla 2.25. Valores certificados para LGC 6011.

Metal [M], µg·L-1 Metal [M], µg·L-1 Metal [M], mg·L -1

Aluminio 218 ± 8 Níquel 51 ± 3 Calcio 28 ± 1

Bario 104 ± 5 Plata 9,2 ± 1,7 Magnesio 1,2 ± 0,2

Cromo 48 ± 2 Plomo 50 ± 1,8 Potasio 0,5 ± 0,1

Hierro 194 ± 8 Zinc 514 ± 25 Sodio 4,5 ± 0,2

Manganeso 52 ± 3

Tabla 2.26. Valores certificados para SRM 1643d.

Metal [M], µg·L-1 Metal [M], µg·L-1 Metal [M], mg·L -1

Aluminio 127,6 ± 3,5 Hierro 91,2 ± 3,9 Calcio 31,04 ± 0,50

Antimonio 54,1 ± 1,1 Litio 16,50 ± 0,55 Magnesio 7,989 ± 0,035

Arsénico 56,02 ± 0,73 Manganeso 37,66 ± 0,83 Potasio 2,356 ± 0,035

Bario 506,5 ± 8,9 Molibdeno 112,9 ± 1,7 Sodio 22,07 ± 0,64

Berilio 12,53 ± 0,28 Níquel 58,1 ± 2,7

Boro 144,8 ± 5,2 Plata 1,270 ± 0,057

Cadmio 6,47 ± 0,37 Plomo 18,15 ± 0,64

Cobalto 25,00 ± 0,59 Selenio 11,43 ± 0,17

Cobre 20,5 ± 3,8 Talio 7,28 ± 0,25

Cromo 18,53 ± 0,20 Vanadio 35,1 ± 1,4

Estroncio 294,8 ± 3,4 Zinc 72,48 ± 0,65

Se han analizado por triplicado cada una de las muestras. En el caso de la

muestra LGC 6011, ésta se diluye previamente (1:10). Los resultados que se obtienen se

encuentran en la tabla 2.27. En ésta se muestran los valores de incertidumbre en la

determinación, expresados en forma de desviación estándar, así como su exactitud,

expresada como error relativo, (εr), y como porcentaje de recuperación (%R). En la

última columna se detallan los valores obtenidos para el parámetro t de la distribución

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

143

de Student calculados para comparar los resultados experimentales con los valores de

concentración certificados. Este parámetro adopta un valor de 4,30 para 2 grados de

libertad y un nivel de probabilidad del 95%. Como se puede observar, los resultados

obtenidos para ambas presentan errores relativos inferiores al 5%. Además, en ambos

casos se calculan valores inferiores al tabulado, lo que indica que no existen diferencias

estadísticamente significativas entre los resultados experimentales y los valores de

referencia certificados.

Por último, los valores obtenidos para el porcentaje de recuperación indican que

el método proporciona valores aceptables para ambas muestras, verificándose de este

modo su exactitud.

Tabla 2.27. Resultados obtenidos en el análisis de las muestras de referencia.

Muestra [Zn(II)] cert. (µg·L-1) [Zn(II)] enc. (µg·L-1) εr (%) %R t (95%)

LGC 6011 514 (± 25) 518 (± 10) 0,78 100,8 0,69

SRM 1643d 72,48 (± 0,65) 75,40 (± 1,59) 4,03 104,0 3,18

De los resultados obtenidos en este estudio de validación, podemos concluir que

el método propuesto para la determinación de cinc en aguas naturales demuestra ser

exacto, preciso, con un amplio intervalo de linealidad (hasta 3 mg·L-1 de Zn(II)), un

límite de detección mejor que la gran mayoría de métodos espectrofotométricos y del

mismo orden de magnitud que algunos métodos atómicos y selectivo cuando se

emplean los agentes enmascarantes apropiados.

A continuación se indica el procedimiento a seguir para la determinación de cinc

en aguas naturales utilizando el método propuesto:

A una alícuota de muestra que contenga entre 6,2 y 3.000 µg·L-1 de

Zn(II) se le añade, siguiendo el orden que se indica a continuación, la

disolución reguladora de fosfatos (concentración final 5,0·10-3 M), la disolución

de dPKBH (concentración final 3,25·10-4 M) y el volumen necesario de etanol

para alcanzar un 15% v/v final. Para eliminar el efecto de posibles especies

CAPÍTULO 2

144

interferentes se adicionan también una disolución de tiosulfato sódico

(concentración final 8·10-3 M) y otra de dimetilglioxima (concentración final 40

mg·L-1) antes de la adición de los reactivos. Agitar suavemente para que se

produzca la reacción de formación del complejo y medir la absorbancia a 370

nm. Calcular la concentración de analito en la muestra a partir de la gráfica de

calibrado preparada a tal efecto.

3.2.4. Aplicación a muestras reales

Una vez validado el método, se ha procedido a su aplicación para la

determinación de la concentración de cinc en muestras reales con matrices diferentes.

La primera muestra analizada era agua potable tomada de los grifos del propio

laboratorio. Ésta fue previamente analizada por espectroscopia de absorción atómica de

llama para conocer el contenido, tanto de cinc, como de otros elementos que pudieran

interferir en su cuantificación, encontrándose cantidades significativas de diversos

elementos (Cu: 13,21 µg·L-1; Fe: 41,07 µg·L-1; Al: 146,66 µg·L-1; Mn: 2,56 µg·L-1).

Después se ha analizado utilizando el método propuesto y añadiendo los agentes

enmascarantes para obviar las posibles interferencias de las otras especies metálicas

presentes. De este modo, los matraces que contenían las muestras presentaban una

concentración final 8·10-3 M de tiosulfato sódico y 40 mg·L-1 de dimetilglioxima.

La concentración de cinc y otros elementos en la otra muestra acuosa, agua de

río, se ha determinado también mediante FAAS. Se han encontrado concentraciones

significativas de cobre (542 µg·L-1), hierro (604 µg·L-1) y plomo (63,8 µg·L-1). Para

llevar a cabo la determinación de cinc utilizando el método espectrofotométrico

desarrollado, la muestra se diluye previamente (1:10) y se miden tres réplicas de la

misma a las que también se les adicionan los enmascarantes.

En la tabla 2.28 se exponen los resultados que se obtienen tras el análisis de

ambas muestras y, como puede observarse, los valores tanto de precisión como de

exactitud obtenidos indican la adecuación del nuevo método propuesto para el análisis

de cinc en niveles bajos de concentración. Además, los valores del estadístico t para la

comparación de las medias experimentales son inferiores a los tabulados (t = 2,78 para n

= 4 y α = 0,05), por lo que de nuevo se pone de manifiesto la ausencia de diferencias

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

145

estadísticamente significativas entre las medias.

Tabla 2.28. Resultados obtenidos en el análisis de las muestras de referencia.

Muestra [Zn(II)] certificada (µg·L-1) [Zn(II)] encontrada (µg·L-1) εr (%) t (95%)

Agua potable 30,90 (± 0,44)a 31,21 (± 0,87) 1,00 0,55

Agua de río 590 (± 42)a 608 (± 17) 3,05 0,69 a Concentración obtenida tras analizar por FAAS.

CAPÍTULO 2

146

3.3. MÉTODO SIMPLE Y EFECTIVO PARA LA DETERMINACIÓN DE

VANADIO EN AGUAS NATURALES

3.3.1. Ensayos Preliminares

Para ello, inmediatamente después de mezclar todas las disoluciones se registran

los espectros de absorción de los complejos V(IV)-dPKBH y V(V)-dPKBH frente a un

blanco del reactivo preparado añadiendo la misma cantidad de dPKBH en etanol y

disolución reguladora que en las disoluciones que contenían vanadio. De los espectros

se desprende que la máxima absorbancia del complejo de V(IV) aparece a 374,4 nm

mientras que lo hace a 395,2 nm para el de V(V). En adelante, los diferentes estudios de

optimización de los sistemas se llevaron a cabo a dichas longitudes de onda. En la

figura 2.37 se muestran los espectros de absorción de ambos complejos frente a su

blanco correspondiente.

Figura 2.37. Espectros de absorción. (a) blanco del reactivo ([dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; pH = 4,72; 10% etanol); (b) complejo V(IV)-dPKBH y (c) complejo V(V)-dPKBH ([V(IV)]=[V(V)]= 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; pH = 4,72; 10% etanol).

λ /nm

300 350 400 450 500 550

A

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

(a)(b)

(c)

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

147

3.3.2. Optimización de las condiciones de formación de los complejos metálicos

Efecto del pH del medio

Para estudiar el efecto de esta variable en la absorbancia de ambos complejos se

prepararon distintas disoluciones en matraces de 10 mL que contenían 1 mg·L-1 de

V(IV) ó V(V), 3,25·10-4 mol·L-1 dPKBH y 10% de etanol. El pH de las mismas se varió

del mismo modo que en los casos precedentes (complejos de cobre y de cinc). A

continuación, se medían las absorbancias a 374,4 nm y 395,2 nm, para los complejos

formados con V(IV) y V(V), respectivamente. Los resultados se detallan en la figura

2.38.

En ésta se puede observar cómo existe un intervalo de pH, comprendido entre 4

y 5,5, en el cual la formación de ambos complejos tiene lugar en las condiciones más

adecuadas. Así, se seleccionó pH 4,7 como el óptimo para el desarrollo de ambos

complejos.

Figura 2.38. Efecto del pH. a) V(IV)-dPKBH y b) V(V)-dPKBH. [V(IV)] = [V(V)] = 1mg·L -1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; 10% etanol. ∆A = Acomplejo – Ablanco.

pH

2 4 6 8 10

∆ A

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35 (a)

(b)

CAPÍTULO 2

148

Control del pH del medio

Los resultados mostrados anteriormente ponen de manifiesto la necesidad de

realizar un control de la acidez del sistema de reacción para que la formación de ambos

complejos tenga lugar adecuadamente. Además, en los ensayos preliminares ya se

mostró que ambos complejos presentaban espectros muy definidos a pH 4,7. Por tanto,

se seleccionó como disolución reguladora la formada por el sistema del ácido acético,

cuyo valor de pK es de 4,75. En este sentido, su utilización en el intervalo de pH 4,5-5,5

estará controlada por el intercambio del protón del ácido acético. Posteriormente, se

determinó la concentración óptima de dicha disolución para mantener el pH de la

muestra en el valor deseado. Para ello, se prepararon distintas disoluciones en matraces

de 10 mL que contenían 1 mg·L-1 de V(IV) ó V(V); 3,25·10-4 mol·L-1 de reactivo y 10%

de etanol, así como sus correspondientes blancos, y se varió la concentración final de la

disolución reguladora en cada una entre 4,0·10-3 mol·L-1 y 4,0·10-2 mol·L-1. En la figura

2.39 se muestran los resultados que se obtuvieron.

Figura 2.39. Efecto de la concentración de la disolución reguladora. a) V(IV)-dPKBH y b) V(V)-dPKBH. [V(IV) ] = [V(V)] = 1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; 10% etanol. pH = 4,7. ∆A = Acomplejo – Ablanco.

[NaCH3COO/CH3COOH] ·103 /M

0 10 20 30 40

∆ A

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

(a)

(b)

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

149

Como se puede observar, para el complejo formado por V(V) las medidas se

muestran poco afectadas por la concentración de disolución reguladora, mientras que

para V(IV) éstas disminuyen prácticamente de forma lineal a partir de 1·10-2 mol·L-1

hasta la concentración más alta estudiada. En este sentido, y dado que concentraciones

bajas de reguladora son suficientes para mantener el pH adecuado sin restar sensibilidad

en las medidas de V(IV), se seleccionó 4·10-3 mol·L-1 como concentración adecuada.

Concentración óptima de dPKBH

Se ha estudiado el efecto que provoca en la señal analítica la variación de la

concentración de reactivo quelatante. Para ello, se varía la concentración final del

reactivo en las disoluciones entre 1,3·10-5 mol·L-1 y 1,3·10-3 mol·L-1 y se preparan

diversas disoluciones que contienen 1 mg·L-1 de V(IV) ó V(V) en las condiciones de pH

óptimo, así como sus correspondientes blancos. En estas condiciones, los valores de

absorbancia para cada una de las muestras ensayadas aumentan progresivamente con la

concentración de reactivo hasta 4,0·10-4 mol·L-1, mostrándose prácticamente constantes

a partir de dicha concentración tanto para el complejo formado con V(IV) como para el

de V(V).

Figura 2.40. Efecto de la concentración de reactivo. a) V(IV)-dPKBH y b) V(V)-dPKBH. [V(IV)] = [V(V)] = 1 mg·L-1; [HAc/NaAc] = 4·10-3 mol·L-1; pH = 4,7; 10% etanol. ∆A = Acomplejo – Ablanco.

[dPKBH] ·105 /M

0 20 40 60 80 100 120 140

∆ A

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

(a)

(b)

CAPÍTULO 2

150

En la figura 2.40 se muestran los resultados a los que se llegan. De este modo, la

concentración de reactivo elegida para la formación de los complejos en experimentos

posteriores fue de 4,0·10-4 mol·L-1.

Naturaleza acuoetanólica del medio

Como en los complejos de cobre y cinc con el ligando, para estudiar el efecto del

contenido etanólico del medio se preparan disoluciones que contienen 1 mg·L-1 de

V(IV) ó V(V); 4,0·10-4 mol·L-1 dPKBH y 4,0·10-3 mol·L-1 de la disolución reguladora a

pH 4,7, así como sus blancos correspondientes, y se varía el porcentaje final de etanol

en las mismas en el intervalo comprendido entre 3-50 %. En la figura 2.41 se muestran

los resultados. Como se puede observar, en ambos casos se obtiene una excelente

reproducibilidad en las medidas para contenidos bajos de etanol (<10%) mientras que a

valores superiores a 20% se observó la aparición de turbidez en las muestras. Para

valores más elevados, se produce además un descenso en la absorbancia del complejo.

Figura 2.41. Efecto del contenido en etanol. a) V(IV)-dPKBH y b) V(V)-dPKBH. [V(IV)] = [V(V)] = 1 mg·L -1; [dPKBH] = 4,0·10-4 mol·L-1; [HAc/NaAc] = 4,0·10-3 mol·L-1; pH = 4,7. ∆A = Acomplejo - Ablanco.

% EtOH

0 10 20 30 40 50

∆ A

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

(a)

(b)

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

151

Por tanto, para obtener la formación de los complejos en condiciones adecuadas

y las medidas con mayor precisión se tomó como óptimo un porcentaje final de etanol

de 5% v/v.

Orden de adición de reactivos

Para ello, se preparan varias disoluciones conteniendo 1 mg·L-1 V(IV) ó V(V), y

sus correspondientes blancos, en las condiciones experimentales anteriormente

seleccionadas como óptimas, y se varia el orden de adición de los reactivos como se

muestra en la tabla 2.29.

Tabla 2.29. Efecto del orden de adición de reactivos.

Orden de adición ∆Aa ∆Ab

V-tampón-dPKBH-etanol 0,352±0,001 0,278±0,001

V-tampón-etanol-dPKBH 0,350±0,001 0,276±0,001

V-etanol-dPKBH-tampón 0,348±0,001 0,274±0,001

V-dPKBH-etanol-tampón 0,349±0,001 0,274±0,001 a dPKBH-V(IV); bdPKBH-V(V)

De los valores de absorbancia que se detallan en la tabla, se comprueba que éstos

son prácticamente independientes del orden de adición en ambos casos. Por tanto, el

orden elegido para la formación de los complejos fue el primero, ya que es

posiblemente el más adecuado cuando se trate de aplicar a muestras reales: V(IV/V),

tampón acético/acetato, dPKBH y etanol.

Estequiometría de los complejos

Como en los casos precedentes se han aplicado el método de Job o de las

variaciones continuas y el método de la razón molar. En la figura 2.42 se muestran los

resultados que se obtienen mediante el método de Job para ambos complejos. En la

misma se observa que cuando se aplica este método para el complejo de V(IV) el punto

de corte de ambas rectas se obtiene para XV(IV) = 0,34 mientras que para el de V(V) este

vale XV(V) = 0,5.

CAPÍTULO 2

152

Estos resultados sugieren una relación molar V(IV):dPKBH 1:2, la misma que

ya se había obtenido anteriormente para los complejos formados por el reactivo con

Cu(II) y Zn(II), ratificándose una vez más la afinidad de éste por cationes divalentes.

Además, se corrobora que posiblemente la presencia de V(IV) en el complejo es en

forma de catión vanadilo (VO2+), que es la forma estable de vanadio cuando se

encuentra en este estado de oxidación. No obstante, cuando se encuentra en el estado de

oxidación superior, se obtiene que la relación molar V(V):dPKBH es 1:1. En este caso,

la especie predominante es VO2+.

Los resultados que se obtienen cuando se aplica el método de la razón molar

para ambos complejos se detallan en la figura 2.43. Igual que en el caso anterior, para

cada complejo se pueden extrapolar dos líneas rectas cuyo punto de corte coincide con

la relación de moles entre el reactivo y el catión. Así, para el complejo con V(IV) éste

vale 2,1, lo que indica relación 1:2 catión:ligando (V(IV):dPKBH), mientras que cuando

se aplica este mismo método al complejo de V(V) se obtiene que el punto de corte de

ambas rectas vale 1,1.

Figura 2.42. Método de Job para los complejos a) V(IV)-dPKBH y b) V(V)-dPKBH.

XV5+

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0∆A

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10∆A = 0,184 - 0,180 XV5+

∆A = 0,005 + 0,1886 XV5+

XV4+

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

∆ A

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

∆A = 0,126 - 0,1207 XV4+

∆A = -0,003 + 0,2620 XV4+

a) b)

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

153

Por tanto, y del mismo modo que ocurría para cobre y cinc, el enlace formado

por el catión VO2+ con cada molécula de reactivo debe ocurrir probablemente como

consecuencia de la desprotonación de cada grupo CONH del reactivo. Así, en la figura

2.44 se propone la estructura para el complejo V(IV)-dPKBH en disolución.

Figura 2.43. Método de la Razón Molar para los complejos a) V(IV)-dPKBH y b) V(V)-dPKBH.

mol dPKBH/mol V(V)

0 1 2 3 4 5∆ A

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

∆A = -0,001+ 0,0270 n

∆A = 0,011 + 0,0155 n

mol dPKBH/mol V(IV)

0 1 2 3 4 5

∆A

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

∆A = 0,045 + 0,038 n

∆A = 0,071 + 0,0256 n

a) b)

O N

N

N

N O

N

N

N

N

VO

Figura 2.44. Estructura propuesta para el complejo V(IV)-dPKBH.

CAPÍTULO 2

154

Por otra parte, en la figura 2.45 se propone la estructura para el complejo V(V)-

dPKBH en disolución. En esta ocasión, el catión VO2+ es angular y el enlace entre el

átomo de vanadio con el ligando puede realizarse probablemente a través del átomo de

oxígeno del grupo amida.

Estabilidad de los complejos

Para ello, se preparan las disoluciones de los complejos V(IV)-dPKBH y V(V)-

dPKBH en las condiciones previamente descritas y se realizan las medidas de

absorbancia en función del tiempo. En la figura 2.46 se exponen los resultados que se

alcanzan y, como se puede observar, la absorbancia permanece estable durante al menos

24 horas para el complejo de V(V). Para el complejo de V(IV) no se obtiene el mismo

comportamiento, ya que a partir de 15 horas se observa un descenso progresivo de la

señal, llegando hasta el 15% cuando han transcurrido 24. Este comportamiento puede

justificarse si se considera que en el medio en el que tiene lugar la formación del

complejo pueden darse las condiciones adecuadas para que tenga lugar la oxidación

lenta pero progresiva del catión V(IV) a V(V). Esto es, una vez formado el complejo

con V(IV) se realiza inmediatamente la medida de su absorbancia y la disolución se

conserva en el matraz durante todo el proceso, lo que implica que cada vez que se

realice una medida se renueva la cantidad de oxígeno existente en el matraz, lo que

Figura 2.45. Estructura propuesta para el complejo V(V)-dPKBH

N O N

N

N

V

O O

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

155

favorece la consiguiente oxidación del catión V(IV) a V(V).

Para verificar que tiene lugar el proceso de oxidación, se llevan a cabo las dos

experiencias que a continuación se detallan. En la primera, se preparan tres disoluciones

idénticas del complejo dPKBH-V(IV) en las condiciones optimizadas y sus blancos

correspondientes. A continuación se obtiene el espectro de una de ellas inmediatamente

después de la mezcla de todos los reactivos. Otra se deja estar, junto con su blanco,

durante 24 horas y posteriormente se mide su espectro. A la tercera, y también a su

respectivo blanco, se les pasa durante 45 minutos una corriente de aire y se dejan estar

también durante 24 horas antes de obtener el espectro. De los resultados que se

muestran en la figura 2.47 se observa, en primer lugar, un efecto hipocrómico en la

señal del complejo transcurridas 24 horas desde su formación, como ya se ha indicado

en el estudio de estabilidad (figura 2.46). Dicho efecto es aún más acusado en la

disolución a la que previamente se le ha pasado la corriente de aire. Por otro lado,

también se produce el efecto batocrómico, desplazándose el máximo de absorción hacia

Figura 2.46. Estabilidad de los complejos a) V(IV)-dPKBH y b) V(V)-dPKBH. [V(IV)] = [V(V)] = 1 mg·L -1; [dPKBH] = 4,0·10-4 mol·L-1; [HAc/NaAc] = 4,0·10-3 mol·L-1; 5% etanol. ∆A = Acomplejo - Ablanco.

t /min

0 100 200 300 1000 1200 1400

∆ A

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

(a)

(b)

CAPÍTULO 2

156

longitudes de onda cercanas al máximo de absorción del complejo dPKBH-V(V).

En la segunda experiencia, se preparan, en las condiciones previamente

establecidas, una disolución que contiene 1 mg·L-1 de V(IV), otra de la misma

concentración pero de V(V) así como el blanco correspondiente. Tanto a las

disoluciones de vanadio como al blanco se les adiciona 2 gotas de peróxido de

hidrógeno y se dejan estar durante 24 horas. Transcurrido ese tiempo se obtiene el

espectro de cada una frente al blanco. Los resultados que se muestran en la figura 2.48

indican que, en estas condiciones, los espectros de ambas disoluciones son idénticos,

coincidiendo además, con el máximo de absorción del complejo dPKBH-V(V) (ver

figura 2.37).

Figura 2.47. Espectros del complejo dPKBH-V(IV). a) Tras la adición de los reactivos, b) transcurridas 24 horas y c) tras pasar 45 minutos una corriente de aire y dejar 24 horas. [V(IV)] = 0,8 mg·L-1; [dPKBH] = 4,0·10-4 mol·L-1; 5% etanol; [HAc/NaAc] = 4,0·10-3 mol·L-1. ∆A = Acomplejo - Ablanco.

/nm

300 350 400 450 500

A

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

a

bc

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

157

Por tanto, los resultados que se alcanzan en ambas experiencias demuestran la

oxidación de V(IV) a V(V), coincidiendo entre otros, con los obtenidos por Zhou Nan al

estudiar el sistema de V(IV) con N-benzoíl-N-fenilhidroxilamina (BPHA)213. El autor

concluía que en un medio ligeramente ácido la reacción que tenía lugar entre V(IV) y

BPHA originaba la formación de un quelato de V(V). Además, indicaba que incluso a

pH 2 y en presencia de oxígeno atmosférico, las disoluciones de V(IV) sufrían

oxidación, proponiendo la siguiente reacción para justificar dicho proceso:

4 VO2+ + O2 + 2 H2O → 4 VO2+ + 4 H+

213 Nan, Z. Reaction mechanism of N-benzoyl-N-phenylhydroxylamine with vanadium(IV) in the weakly acidic medium. Talanta, 52, 785, 2000.

/nm

300 350 400 450 500

A

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

0.18

a

b

Figura 2.48. Espectros con H2O2. a) dPKBH-V(V) y b) dPKBH-V(IV). [V(IV)]=[V(V)]= 1 mg·L -1; [dPKBH] = 4,0·10-4 mol·L-1; 5% etanol; [HAc/NaAc] = 4,0·10-3 mol·L-1. ∆A = Acomplejo - Ablanco.

CAPÍTULO 2

158

3.3.3. Validación de los métodos

Una vez que se estudiaron y optimizaron todas las variables químicas que

afectaban a ambos sistemas de medida, se procede al análisis de aquellas características

analíticas que permiten evaluar la bondad de las nuevas metodologías desarrolladas.

Intervalo de linealidad

En la figura 2.49 se muestran los resultados obtenidos entre 0 y 5 mg·L-1 de

V(IV) y V(V), observándose un comportamiento lineal para la concentración hasta 3

mg·L-1 en ambos casos. Del mismo modo que en los casos precedentes, para verificarlo

se calcula la diferencia, expresada como porcentaje, entre los resultados experimentales

y el que se obtiene a partir de la ecuación de la recta para 3 mg·L-1 y 4 mg·L-1 de V(IV)

y V(V). Así, para 3 mg·L-1 se obtiene -2,7% y -1,6% mientras que es -9,1% y -9,9% en

el caso de 4 mg·L-1 para V(IV) y V(V), respectivamente.

Utilizando los datos de las gráficas anteriores en los que el comportamiento de

ambos sistemas es lineal, se obtiene la siguiente ecuación de ajuste para altas

concentraciones de V(IV):

[V(V)], mg·L-1

0 1 2 3 4 5

∆ A

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

[V(IV)], mg·L-1

0 1 2 3 4 5

∆ A

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2a) b)

Figura 2.49. Intervalo de linealidad para a) V(IV) y b) V(V). [dPKBH] = 4,0·10-4 mol·L-1; [HAc/NaAc] = 4,0·10-3 mol·L-1; 5% etanol. ∆A = Acomplejo - Ablanco.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

159

A = 0,2399 (± 0,0248) [V(IV)] + 0,013 (±0,046) r2 = 0,9979

Y, para altas concentraciones de V(V):

A = 0,2754 (± 0,0209) [V(V)] - 0,006 (±0,039) r2 = 0,9989

En éstas, se indican entre paréntesis los intervalos de confianza obtenidos para

las pendientes y las ordenadas en el origen. Éstos se calcularon como tsa y tsb, siendo sa

y sb las desviaciones estándar relativas para las pendientes y las ordenadas en el origen,

respectivamente, y t es el parámetro de la distribución de Student para n-2 grados de

libertad al 95% de confianza (p = 0,05).

Absortividad molar

Para obtener el valor de este parámetro se estudiaron cuatro intervalos de

concentración diferentes para cada uno de los cationes: 0 a 3 mg·L-1; 0 a 2 mg·L-1; 0 a 1

mg·L-1 y 0 a 0,1 mg·L-1, respectivamente. Tras mezclar todos los reactivos, se realizan

las medidas a 374,4 nm ó 395,2 nm (para V(IV) ó V(V), respectivamente) y

posteriormente se calculan las correspondientes rectas de regresión. Dado que las

medidas se realizaron en todo momento empleando una cubeta de cuarzo de 1 cm de

paso de luz, las pendientes de las rectas de regresión coincidían con el valor de

absortividad molar del método. En esta ocasión, los valores que se obtienen son:

εεεεV(IV) = 1,29(± 0,06)·104 L·mol-1cm-1 εεεεV(V) = 1,42(± 0,02)·104 L·mol-1cm-1

Límites de detección y cuantificación

Para ello, y considerando los bajos niveles de concentración en los que puede

encontrarse el analito en las muestras acuosas naturales, se construyeron diversas rectas

de calibrado en las que se iba reduciendo el intervalo de concentración de vanadio. Cada

una de ellas estaba formada por cinco puntos, obtenidos cada uno de ellos como el valor

medio de tres determinaciones. En la figura 2.50 se muestra, a modo de ejemplo, la

CAPÍTULO 2

160

recta de regresión obtenida para el intervalo de concentraciones más bajo estudiado para

V(V).

En la tabla 2.30 se muestran los parámetros de ajuste obtenidos para las

diferentes rectas de regresión, indicándose en la última columna los límites de detección

para cada intervalo. De este modo, se puede observar que utilizando el intervalo de

concentraciones más bajo para ambos, los límites de detección son:

L.D. = 2,0 µg·L-1 (para V(IV)) L.D. = 3,2 µg·L-1 (para V(V))

Estos valores de límite de detección indican que el método espectrofotométrico

desarrollado proporciona una sensibilidad del mismo orden de magnitud que algunos

métodos atómicos e incluso es mejor que la práctica totalidad de métodos

espectrofotométricos ya descritos en la introducción de la presente memoria.

[V(V)], µg·L-1

0 10 20 30 40 50

A

0,030

0,035

0,040

0,045

0,050

Figura 2.50. Recta de regresión para trazas de V(V).

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

161

Tabla 2.30. Intervalos de concentración empleados para calcular el límite de detección.

Intervalo

(mg·L-1)

Ordenada

en el origen Pendiente r 2 asa

asb

L.D.

(mg·L-1)

0 – 2b 0,0823 0,2588 0,9985 0,0008 0,0033 0,286

0 – 0,5b 0,0740 0,2960 0,9987 0,0020 0,0192 16,3·10-3

0 – 0,05b 0,0538 0,3258 0,9982 0,0004 0,0156 2,0·10-3

0 – 2c 0,0504 0,2794 0,9975 0,0140 0,0080 0,145

0 – 0,5c 0,0358 0,2750 0,9969 0,0020 0,0088 19,9·10-3

0 – 0,05c 0,0339 0,2662 0,9970 0,0003 0,0085 3,2·10-3

a sa y sb son las desviaciones estándar de la ordenada en el origen y la pendiente, respectivamente; b Rectas

para V(IV); c Rectas para V(V).

De manera análoga, los límites de cuantificación (L.C.) de cada método,

empleando los intervalos de concentraciones más bajos para cada uno, son:

L.C. = 6,7 µg·L-1 (para V(IV)) L.C. = 10,7 µg·L-1 (para V(V))

Precisión

Para establecer la precisión se prepararon once disoluciones que contenían 1

mg·L-1 V(IV) así como otras once disoluciones que contenían 1 mg·L-1 V(V). Tras la

adición de los distintos reactivos en las condiciones óptimas, se midieron frente a sus

blancos correspondientes. Como puede observarse en la figura 2.51, los resultados

alcanzados indican una adecuada repetibilidad de las medidas:

R.S.D. = 0,57% (para V(IV)) R.S.D. = 1,87% (para V(V))

Para evaluar la reproducibilidad se utilizaron los resultados obtenidos tras el

análisis de disoluciones que contenían la misma concentración, tanto para V(IV) como

para V(V), pero realizados en días diferentes.

R.S.D. = 0,91% (para V(IV)) R.S.D. = 2,28% (para V(V))

CAPÍTULO 2

162

Por tanto, se puede concluir que el método desarrollado proporciona una buena

precisión en las medidas.

Estudio de Interferencias

Para ello, se observa la variación que experimenta la absorbancia de una

disolución que contiene 500 µg·L-1 de V(IV) o V(V) tras la adición del posible ión

interferente.

En esta ocasión, hay que señalar que ya se partía con la información previamente

obtenida cuando se estudiaron las interferencias para los complejos de Cu(II) y Zn(II)

(véase tabla 2.7). Por tanto, considerando que en la mayoría de las medidas

espectrofotométricas las interferencias surgen como consecuencia de reacciones

competitivas entre el ligando y la especie potencialmente interferente, cabía esperar que

el comportamiento del sistema fuera similar no sólo al observado en los casos

precedentes sino también para ambas especies de vanadio. En este sentido, parecía

lógico esperar que la adición de los diferentes aniones a la disolución que contenía el

vanadio condujera a resultados similares a los que se obtuvieron para cobre y cinc. Así,

el estudio de éstos se efectuó comprobando su potencial interferencia en las relaciones

Figura 2.51. Precisión de las medidas. a) dPKBH-V(IV). b) dPKBH-V(V).

Réplica

0 2 4 6 8 10 12

A

0,0

0,1

0,2

0,3

a)

b)

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

163

molares con vanadio más elevadas, esto es, 1:20.000. Para el caso de los cationes se

empleó el mismo razonamiento, estudiándose tan sólo aquellos que habían presentado

los efectos más importantes.

Aniones

Como se ha mencionado anteriormente, se utilizaron sales sódicas, potásicas y

amónicas en todos los casos en los que fue posible. Para efectuar los ensayos

correspondientes se prepararon disoluciones concentradas en cada anión. A partir de

ellas, mediante dilución, se prepararon las disoluciones adecuadas para obtener las

relaciones molares entre metal y especie interferente.

Haluros. En la tabla 2.31 se indican las distintas disoluciones que se emplearon para

llevar a cabo este estudio. Dado que ninguno de ellos presentaba interferencia en la

determinación de cobre y cinc por medio de su complejo con dPKBH en la relación

molar más alta estudiada, se comenzó inicialmente comprobando el efecto que

provocaba en la absorbancia de los complejos V(IV)-dPKBH y V(V)-dPKBH su

adición en relación molar 1:20.000. En dicha tabla se muestran los resultados que se

obtuvieron, indicándose en cada columna el porcentaje de variación de la absorbancia

de las disoluciones utilizadas tras añadir la posible especie interferente para los

complejos de V(IV) y V(V), respectivamente. Como se puede observar, en ningún caso

se supera el límite establecido, esto es, el 5% de variación, por lo que se constata que la

adición de las sales estudiadas pueden tolerarse en el método espectrofotométrico del

V(IV)-dPKBH así como en el de V(V)-dPKBH.

Tabla 2.31. Efecto de la adición de haluros en la absorbancia de los complejos V(IV)-dPKBH y

V(V)-dPKBH.

Sal añadida V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH + Sal /∆∆∆∆A (%) V((((V)−)−)−)−dPKBH + Sal /∆∆∆∆A (%)

NaCl - 3,3 - 3,4

KBr - 2,7 - 1,4

NH4F - 3,5 - 3,1

KI - 3,9 - 3,3

CAPÍTULO 2

164

Nitratos y nitritos. En esta ocasión la relación más alta que se ha utilizado para nitritos

fue 1:100. Las sales utilizadas así como los resultados que se obtienen, mostrados en la

tabla 2.32, ponen de manifiesto la ausencia de interferencias de estas especies en las

relaciones molares estudiadas.

Tabla 2.32. Efecto de la adición de nitratos y nitritos en la absorbancia de los complejos V(IV)-

dPKBH y V(V)-dPKBH.

Sal añadida V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH + Sal /∆∆∆∆A (%) V((((V)−)−)−)−dPKBH + Sal /∆∆∆∆A (%)

NaNO3 - 2,2 - 2,0

NH4NO3 - 2,2 - 1,9

NaNO2 - 1,7 - 1,3

Sulfato y tiosulfato. Del mismo modo que en los casos precedentes, se prepararon las

disoluciones del blanco, de control y con los posibles interferentes. En esta ocasión, las

relaciones más altas utilizadas fueron 1:100 para sulfato y 1:1.000 para tiosulfato. Los

resultados que se alcanzan se detallan en la tabla 2.33 e indican que la presencia de

sulfatos y tiosulfatos en las relaciones molares estudiadas no producen interferencias en

las medidas.

Tabla 2.33. Efecto de la adición de sulfato y tiosulfato en la absorbancia de los complejos

V(IV)-dPKBH y V(V)-dPKBH.

Sal añadida V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH + Sal /∆∆∆∆A (%) V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH + Sal / / / /∆∆∆∆A (%)

Na2SO4 - 4,1 - 4,0

Na2S2O3·5H2O 3,3 3,0

Acetato, oxalato, citrato y tartrato. En esta ocasión se comprueba que la adición de

oxalato y citrato interfiere en la señal del blanco, mientras que para acetato y tartrato se

utiliza la relación molar más alta, esto es, 1:20.000. En la tabla 2.34 se detallan los

resultados que se alcanzan, indicando que la adición de ambos no produce variación en

la absorbancia de los complejos.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

165

Tabla 2.34. Efecto de la adición de acetato y tartrato en la absorbancia de los complejos V(IV)-

dPKBH y V(V)-dPKBH.

Sal añadida V(ΙΙΙΙV)−)−)−)−dPKBH + Sal /∆∆∆∆A (%) V(V )−)−)−)−dPKBH + Sal /∆∆∆∆A (%)

NaCH3COO 1,7 1,5

KSbC4H4O7·½H2O 0,5 0,4

Cationes

Como ya se ha indicado anteriormente, tan sólo se han estudiado las posibles

interferencias causadas por aquellas especies catiónicas que presentan los mayores

efectos en la medida de los complejos de cobre y cinc, (véanse tablas 2.7, 2.20 y 2.21).

En este sentido, se ha comenzado el estudio ensayando en primer lugar las relaciones

molares catión:vanadio a las que los primeros ya habían presentado interferencias en las

medidas de cobre y cinc. A continuación, y en función de los resultados obtenidos, se ha

variado dicha relación para determinar el límite de tolerancia para cada uno de los

metales ensayados. Para cada uno de ellos se dispone de disoluciones patrón de 1 g·L-1

del catión correspondiente, a partir de las cuales se efectúan las diluciones adecuadas

para tener en la disolución final las relaciones molares oportunas.

Debido a que en el estudio de las interferencias aniónicas se han empleado sales

sódicas, potásicas o amónicas, la información obtenida también es aplicable a estos

cationes. Los resultados extrapolados se detallan en la tabla 2.35. Éstos se calculan

como la media de los valores de absorbancia que presentan en cada una de las sales en

las que se encontraban presentes en el estudio de los aniones. Como puede deducirse, la

adición de éstos no afecta a la medida hasta la relación molar más alta estudiada, esto

es, 1:20.000.

CAPÍTULO 2

166

Tabla 2.35. Efecto de la adición de sodio, potasio y amonio en la absorbancia de los complejos

V(IV)-dPKBH y V(V)-dPKBH.

Para el resto de metales ensayados, los resultados se presentan en función de su

pertenencia a los distintos grupos principales del sistema periódico o a las diferentes

series de transición, como se expone en la tabla 2.36.

Tabla 2.36. Cationes ensayados como posibles interferentes.

Grupo Cationes

13 Al(III)

14 Sn(II), Pb(II)

1ª Serie transición Ti(IV), Cr(III), Zn(II), Cu(II), Fe(III), Ni(II)

2ª Serie transición Cd(II)

Elementos de los grupos 13-14. Se han preparado disoluciones en las que las

relaciones molares respecto de vanadio fueron 1:1, 10:1 y 1:1, para Sn(II), Al(III) y

Pb(II), respectivamente. Los resultados que se obtienen indican que, para dichas

relaciones molares, los cationes estudiados provocan interferencias. Por tanto, se

ensayan relaciones molares más bajas para evaluar el límite de tolerancia para cada

catión. Así, en la tabla 2.37 se presentan los resultados obtenidos, indicándose entre

paréntesis las relaciones molares catión:vanadio a las que éstos no interfieren. Los

resultados mostrados indican que, para los cationes ensayados, éstos presentan un

comportamiento ligeramente distinto dependiendo del estado de oxidación en el que se

encuentre el vanadio. En este sentido, se obtienen niveles de tolerancia superiores para

cada uno de los cationes cuando el vanadio se encuentra en estado de oxidación (IV).

Catión V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH + Catión /∆∆∆∆A (%) V((((V)−)−)−)−dPKBH + Catión /∆∆∆∆A (%)

Na+ - 1,3 - 1,3

K+ - 2,2 - 1,4

NH4+ - 2,9 - 2,5

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

167

Tabla 2.37. Límites de tolerancia de los cationes ensayados para la determinación de vanadio.

Catión V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH + Catión ∆∆∆∆A (%) V((((V)−)−)−)−dPKBH + Catión ∆∆∆∆A (%)

Sn(II) - 0,7 (0,1:1) 13,5 (0,1:1)

Al(III) 1,4 (2:1) 4,0 (0,5:1)

Pb(II) - 0,3 (0,1:1) 8,3 (0,1:1)

Elementos de la 1ª y 2ª Series de Transición. En esta ocasión, y teniendo como

referencia la información obtenida en los estudios precedentes, la relación molar más

alta estudiada para todos los cationes respecto de vanadio fue 1:1. Así, en la tabla 2.38

figuran los resultados que se obtienen.

Tabla 2.38. Interferencias causadas por los elementos de las 1ª y 2ª series de transición.

Catión V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH + Catión ∆∆∆∆A (%) V((((V)−)−)−)−dPKBH + Catión ∆∆∆∆A (%)

Cu(II) >100,0 > 100,0

Ni(II) > 100,0 > 100,0

Zn(II) > 100,0 > 100,0

Cd(II) - 2,8 11,5

Fe(III) > 100,0 > 100,0

Ti(IV) > 100,0 > 100,0

Cr(III) - 2,8 2,9

De los cationes ensayados, tan sólo Cr(III) presenta un comportamiento similar

en ambos casos, por lo que se aumenta la relación molar entre éste y vanadio para

obtener el nivel de tolerancia. En este sentido, para el complejo con V(IV) la relación

más alta tolerada es 10:1 (-4,9%), llegando sólo a 2:1 para el de V(V) (4,7%). Por otra

parte, la presencia de Cd(II) en la disolución produce un efecto diferente dependiendo

del estado de oxidación en el que se encuentre el vanadio. Así, para V(IV) no provoca

interferencias, alcanzando el máximo nivel de tolerancia cuando la relación molar es 2:1

(-3,5%). No obstante, para V(V) es necesario disminuir la relación molar hasta 0,1:1

para obtener el mismo efecto (3,4%). Para los demás cationes ensayados se obtienen

CAPÍTULO 2

168

interferencias significativas, por lo que se preparan distintas disoluciones en las que se

reduce progresivamente la relación molar entre el catión interferente (Cu(II), Ni(II),

Zn(II), Fe(III) y Ti(IV)) y el vanadio. En todos los casos ensayados se obtienen

interferencias significativas incluso en relaciones molares 0,1:1. Así, en la tabla 2.39 se

detallan, a modo de ejemplo, los resultados que se alcanzan a medida que se disminuye

la relación molar entre V(IV) y el resto de cationes. Como se puede observar, a medida

que disminuye la relación molar entre ambos cationes, esto es, la concentración de las

especies interferentes en la disolución es menor, más bajo es el porcentaje de variación.

Para el complejo de V(V) se sigue el mismo procedimiento, mostrando los resultados un

comportamiento similar.

Tabla 2.39. Límite de tolerancia del método de V(IV).

Mn+ + V(Ι(Ι(Ι(ΙV)−)−)−)−dPKBH ∆∆∆∆A (%)

M n+ 0,5:1 0,25:1 0,1:1

Zn(II) 53,8 34,1 11,4

Ni(II) >100,0 76,5 43,9

Cu(II) 90,9 40,2 14,4

Fe(III) >100,0 43,2 31,1

Ti(IV) > 100,0 37,8 9,1

De estos resultados, se pueden establecer las siguientes conclusiones:

• La mayoría de los aniones ensayados, así como los cationes Na+, K+ y NH4+, no

producen interferencias en la medida de la disolución en relativamente muy altas

concentraciones.

• Para aquellos cationes cuyos estados de oxidación son distintos de dos, es decir,

Cr(III) y Al(III), se obtienen mayores límites de tolerancia.

• Los elementos cuyo estado de oxidación es dos son los que presentan las mayores

interferencias incluso a niveles de concentración inferiores a los de vanadio, como es el

caso de Sn(II), Pb(II), Cu(II), Ni(II), Zn(II), y Cd(II). Lo cual es probablemente debido

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

169

a una competencia entre el ión interferente, el vanadio, tetra- o pentavalente, y el

ligando quelatante, que hace que la interacción ión metálico-ligando es superior a la de

V-ligando y produciendo además un complejo coloreado.

Estudio de Enmascarantes

En el estudio precedente se ha mostrado que existen una serie de elementos cuya

presencia, incluso a niveles de concentración inferiores a los que se encuentra el

vanadio, pueden producir interferencias en la medida. Por tanto, se hace necesaria la

búsqueda de posibles reacciones de enmascaramiento para estas especies interferentes.

En este sentido, de los posibles agentes enmascarantes encontrados en la

bibliografía, se ensayaron el fluoruro amónico y el ácido ciclohexano diamino-

tetraacético (CDTA). Como se indica en la tabla 2.31, el ión fluoruro no causa

interferencias en las medidas de vanadio en relaciones molares con éste de hasta 20.000.

Para el CDTA se ha procedido del mismo modo que en el estudio de interferencias,

llegándose previamente a corroborar la ausencia de interferencia en relación 20.000:1

respecto del analito.

Para evaluar la eficacia de cada uno de ellos se seleccionó una muestra de

referencia certificada, TMDA-62, cuya composición se muestra en la tabla 2.40.

Además, se utiliza otra disolución que contiene 100 µg·L-1 V(V) y todos los reactivos

necesarios en las condiciones óptimas, midiéndose a 395,2 nm frente al blanco

correspondiente, que se toma como control.

El estudio comienza analizando, en primer lugar, una alícuota de la muestra

TMDA-62 con el método desarrollado, obteniendo de este modo una medida de la

absorbancia en ausencia de enmascarantes. Posteriormente, se realiza el mismo proceso

a diferentes alícuotas, pero añadiendo además el posible agente enmascarante en

diferentes concentraciones. Los valores de absorbancia obtenidos se comparan con el de

la muestra TMDA-62 sin enmascarante así como con el de la disolución que contiene

tan sólo los 100 µg·L-1 V(V). De este modo se puede obtener mayor cantidad de

información, ya que por una parte se comprueba la eficacia del enmascarante a medida

que aumenta su concentración en la muestra de referencia y, por otra, de la comparación

con la absorbancia de la disolución que tan sólo contiene el analito se puede comprobar

CAPÍTULO 2

170

si el enmascarante ha alcanzado su máxima eficacia. Por último, se adicionaron ambos

compuestos en distintas concentraciones para comprobar su funcionamiento conjunto.

Tabla 2.40. Valores certificados para los elementos de TMDA-62.

Metal [M], µg·L-1 Metal [M], µg·L-1 Metal [M], µg·L-1

Aluminio 92,3 ± 15,6 Cobre 106 ± 10,7 Níquel 97,8 ± 8,77

Antimonio 57,7 ± 11,1 Cromo 93,0 ± 9,41 Plomo 98,7 ± 10,9

Arsénico 51,7 ± 7,24 Estroncio 117 ± 10,0 Selenio 50,1 ± 7,37

Bario 115 ± 9,26 Hierro 121 ± 16,5 Talio 51,2 ± 4,30

Berilio 53,7 ± 6,43 Litio 56,3 ± 6,72 Uranio 52,1 ± 4,92

Cadmio 89,9 ± 8,69 Manganeso 103 ± 9,90 Vanadio 108 ± 8,19

Cobalto 100 ± 7,94 Molibdeno 97,6 ± 9,18 Cinc 110 ± 15,5

En las figuras 2.52 y 2.53 se presentan los efectos provocados sobre la muestra

de referencia por la adición de cada uno por separado. En éstas, se representa en color

verde la absorbancia de la disolución que contiene tan sólo 100 µg·L-1 V(V), en color

azul la correspondiente a TMDA-62 sin enmascarantes y, en rojo, la de la muestra

TMDA-62 tras la adición del enmascarante en diferentes concentraciones.

De los resultados mostrados en la figura 2.52 se puede observar que la adición

de fluoruro amónico produce un descenso progresivo de las interferencias a medida que

aumenta su concentración. Así, éstas se reducen desde el 106,2% (TMDA-62 sin

fluoruro) hasta un 18,8% para una concentración final 0,04 M de fluoruro en el matraz.

Cuando se utilizan concentraciones de enmascarante más elevadas no se obtienen

mejoras significativas.

En el caso del CDTA, cuyos resultados se muestran en la figura 2.53, el

descenso observado osciló desde el 106,2% (TMDA-62 sin enmascarante) hasta un

28,1% para una concentración final 3·10-5 M de CDTA en el matraz.

Estos resultados ponen de manifiesto la adecuación de ambos enmascarantes

para reducir las interferencias, no obstante, aún en las concentraciones más elevadas no

se consiguen eliminar completamente. Por tanto, se comprobó el efecto que produce en

la muestra de referencia la adición conjunta de ambos. Los resultados que se alcanzaron,

y que se detallan en la tabla 2.41 para las distintas mezclas utilizadas, indican que la

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

171

adición de fluoruro amónico y CDTA en concentraciones 4·10-2 M y 3·10-5 M,

respectivamente, son adecuadas para eliminar las interferencias.

Figura 2.52. Efecto de la adición de fluoruro amónico como agente enmascarante.

[CDTA], ·105 M

0 1 2 3

∆ A

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

Figura 2.53. Efecto de la adición de CDTA como agente enmascarante.

[NH4F], ·102 M

0 1 2 3 4

∆A

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

CAPÍTULO 2

172

Tabla 2.41. Eficacia de la mezcla de enmascarantes.

M. controla Fluoruro (M)+ CDTA (M) TMDA-62 + enm.b (A) %∆A

--- 0,066 106,2

3·10-2 + 3·10-5 0,039 21,8

4·10-2 + 2·10-5 0,035 9,4 0,032

4·10-2 + 3·10-5 0,033 3,1

a 100 µg·L-1 V(V) b Mezcla de enmascarantes

A la vista de los resultados mostrados, para cuantificar la concentración de

vanadio en muestras reales será necesario adicionar fluoruro amónico y CDTA de forma

que sus concentraciones finales en el matraz sean 4·10-2 M y 3·10 -5 M, respectivamente.

Exactitud

Para ello, se han utilizado dos materiales de referencia certificados, el primero

de ellos es TMDA-62, ya utilizado en el estudio de interferencias, y suministrado por el

Instituto Nacional de Investigación del Agua (NWIR) de Canadá. Éste consistía en una

muestra acuosa del lago Ontario, mientras que el otro es una muestra de agua de río

(SRM 1643d) suministrado por el “National Institute of Standards & Technology”

(Estados Unidos). En la tabla 2.40 ya se mostró la concentración de las especies

presentes en TMDA-62, mientras que en la tabla 2.42 se indica la composición del otro

material de referencia, SRM 1643d.

Cada muestra, a la que previamente se le añade los enmascarantes en las

concentraciones adecuadas, se analiza por triplicado. Los resultados que se obtienen se

encuentran en la tabla 2.43. En ésta se muestran los valores de incertidumbre en la

determinación, expresados en forma de desviación estándar, así como su exactitud,

expresada como error relativo, εr. En la última columna se detallan los valores obtenidos

para el porcentaje de recuperación.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

173

Tabla 2.42. Valores certificados para SRM 1643d.

Metal [M], µg·L-1 Metal [M], µg·L-1 Metal [M], mg·L -1

Aluminio 127,6 ± 3,5 Hierro 91,2 ± 3,9 Calcio 31,04 ± 0,50

Antimonio 54,1 ± 1,1 Litio 16,50 ± 0,55 Magnesio 7,989 ± 0,035

Arsénico 56,02 ± 0,73 Manganeso 37,66 ± 0,83 Potasio 2,356 ± 0,035

Bario 506,5 ± 8,9 Molibdeno 112,9 ± 1,7 Sodio 22,07 ± 0,64

Berilio 12,53 ± 0,28 Níquel 58,1 ± 2,7

Boro 144,8 ± 5,2 Plata 1,270 ± 0,057

Cadmio 6,47 ± 0,37 Plomo 18,15 ± 0,64

Cobalto 25,00 ± 0,59 Selenio 11,43 ± 0,17

Cobre 20,5 ± 3,8 Talio 7,28 ± 0,25

Cromo 18,53 ± 0,20 Vanadio 35,1 ± 1,4

Estroncio 294,8 ± 3,4 Zinc 72,48 ± 0,65

Tabla 2.43. Resultados obtenidos en el análisis de las muestras de referencia.

Muestra [V] certificada (µg·L-1) [V)] encontrada (µg·L-1) εr (%) %R

TMDA-62 108 (± 8,19) 111,59 (± 3,62) 3,33 103,3

SRM 1643d 35,1 (± 1,4) 36,72 (± 2,09) 4,62 104,6

De los resultados obtenidos en este estudio de validación, podemos concluir que

los métodos propuestos para la determinación de V(IV) o V(V) en aguas naturales

demuestran ser exactos, precisos, con un amplio intervalo de linealidad (hasta 3 mg·L-1

de V(IV) y V(V)), con límites de detección mejores que la gran mayoría de métodos

espectrofotométricos y del mismo orden de magnitud que algunos métodos atómicos y

selectivos cuando se emplean los agentes enmascarantes apropiados.

A continuación se indica el procedimiento a seguir para la determinación de

V(IV) o V(V) en aguas naturales utilizando los métodos propuestos:

CAPÍTULO 2

174

A una alícuota de muestra que contenga entre 6,7 y 3.000 µg·L-1 de V(IV)

o entre 10,7 y 3.000 µg·L-1 de V(V) se le añade, siguiendo el orden que se indica

a continuación, la disolución reguladora de acético/acetato (concentración final

4·10-3 M), la disolución de dPKBH (concentración final 4·10-4 M) y el volumen

necesario de etanol para alcanzar un 5% v/v final. Para eliminar el efecto de

posibles especies interferentes se adicionan también una disolución de ácido

ciclohexano diamino-tetraacético (concentración final 3·10-5 M) y otra de

fluoruro amónico (concentración final 0,04 M) antes de la adición de los

reactivos. Agitar suavemente para que se produzca la reacción de formación del

complejo y medir la absorbancia a 374,4 nm para V(IV) o a 395,2 nm para

V(V). Calcular la concentración de analito en la muestra a partir de la gráfica

de calibrado preparada a tal efecto.

3.3.4. Aplicación a muestras reales

En esta ocasión, y dado que los dos materiales de referencia certificados

empleados en el estudio de la exactitud se corresponden con muestras acuosas naturales,

se utilizaron los resultados que se obtuvieron tras su análisis en las condiciones

optimizadas y que ya se mostraron en la tabla 2.43. A fin de completar el estudio, se

calcularon los valores del parámetro t de la distribución de Student para comparar los

resultados experimentales con los valores de concentración certificados. Este parámetro

adopta un valor de 4,30 para 2 grados de libertad y un nivel de probabilidad del 95%.

En el caso de la primera muestra, TMDA-62, el valor que se obtiene para este parámetro

es 1,72, mientras que vale 1,34 para SRM 1643d. Como se puede observar, en ambos

casos se calculan valores del estadístico t inferiores al tabulado, lo que indica que no

existen diferencias estadísticamente significativas entre los resultados experimentales y

los valores de referencia certificados. En este sentido, se puede concluir que la

metodología desarrollada es aplicable al análisis de muestras reales.

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

175

3.4. DETERMINACIÓN SIMULTÁNEA DE FORMAS QUÍMICAS DE

VANADIO: ESPECIACIÓN DE V(IV) Y V(V).

Como ya se mencionó en el capítulo 1, el vanadio puede encontrarse en sistemas

acuáticos naturales en sus dos estados de oxidación superiores (+4 y +5). De éstos, el

estado de oxidación superior suele ser el más estable y también el más tóxico. En este

sentido, es necesario disponer de métodos analíticos que posean la suficiente

sensibilidad como para determinar la concentración de ambas especies cuando se

encuentran una en presencia de la otra. Así, aunque técnicas analíticas como la

espectroscopía de absorción atómica de llama y horno, o de emisión con plasma

acoplado poseen dicha sensibilidad, resultan inapropiadas, ya que tan sólo determinan el

contenido total de vanadio en la muestra. Para poder distinguir entre ambos estados de

oxidación es necesario que se realice una separación previa de ambas especies antes de

proceder a su medida. Esto conduce, en la mayoría de los casos, al desarrollo de

métodos bastante complejos y con excesiva manipulación de la muestra. Por tanto, es

necesario disponer de métodos analíticos que permitan la determinación de vanadio (IV)

y vanadio (V) de un modo rápido, sencillo y con poca o ninguna manipulación de las

muestras.

Entre los métodos empleados para llevar a cabo estudios de especiación de

vanadio se encuentran los espectrofotométricos. A modo de ejemplo, Ramana y col.

emplearon la 2-hidroxiacetofenona para formar los complejos a pH 4 y posteriormente

extraerlos en cloroformo para determinar la concentración de V(IV) y V(V) en

mezclas214. El método presenta una baja sensibilidad, encontrándose los intervalos de

concentración entre 1-3 mg·L-1 para V(IV) y entre 1-6 mg·L-1 para V(V). En otras

ocasiones se utilizan técnicas quimiométricas para resolver las mezclas, como en los

estudios realizados por Abbaspour y Mirzajani215. En éstos, los autores aplican mínimos

cuadrados parciales (PLS) para resolver las mezclas de los complejos formados entre

Rojo de Pirogalol y vanadio en un medio tensioactivo proporcionado por bromuro de

214 Ramana Murthy, G.V.; Sreenivasulu Reddy, T.; Brahmaji Rao, S. Extraction and simultaneous spectrophotometric determination of Vanadium (IV) and Vanadium (V) in admixtures with 2-Hydroxyacetophenone Oxime. Analyst, 114, 493, 1989. 215 Abbaspour, A.; Mirzajani, R. Application of spectral β-correction method and partial least squares for simultaneous determination of V(IV) and V(V) in surfactant media. Spectrochim. Acta Part A, 64, 646, 2006.

CAPÍTULO 2

176

cetiltrimetilamonio (CTAB).

En los estudios que se presentan a continuación se va a desarrollar un método

que permita la determinación simultánea de ambas especies de vanadio de un modo

rápido, económico y sencillo. Para ello, se cuenta con la información obtenida tras el

desarrollo de una nueva metodología que permite determinar la concentración

individual de una especie en presencia de la otra. Esto ha sido posible empleando los

agentes enmascarantes apropiados.

3.4.1. Aditividad de las absorbancias de complejos de vanadio

En primer lugar, se prepara una disolución que contiene 1 mg·L-1 de V(IV) y

otra con la misma concentración pero de V(V) y, tras la adición de los reactivos en las

condiciones optimizadas, se miden por triplicado frente al blanco en sus máximos de

absorción. Además, cada uno de los complejos formados se mide también a la longitud

de onda óptima del otro. De este modo, se obtiene información acerca de la señal

registrada para cada complejo a dos longitudes de onda, correspondientes a los máximos

de absorción de cada uno de ellos. Con estos datos, es posible calcular los valores de

absortividad molar para cada especie de vanadio en los dos máximos de absorción. Así,

los valores que se obtienen son:

ε374V(IV) = 1,24·104 L·mol-1·cm-1 ε395

V(IV) = 1,05·104 L·mol-1·cm-1

ε374V(V) = 1,11·104 L·mol-1·cm-1 ε395

V(V) = 1,32·104 L·mol-1·cm-1

A continuación se prepara una única disolución con 1 mg·L-1 de cada uno y, tras

añadir los reactivos en las condiciones optimizadas, se mide por triplicado en los

máximos de absorción. De acuerdo con la Ley de Beer aplicada a una mezcla de dos

componentes, la absorbancia de ésta para cada longitud de onda coincidirá con la suma

de las absorbancias de cada uno de los componentes individuales: AT = A1 + A2 =

ε1·b·c1 + ε2·b·c2 siendo c1 y c2 las concentraciones de cada uno de los componentes

(V(IV) y V(V) en nuestro caso), b la longitud del camino óptico (se utiliza una cubeta

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

177

de 1 cm de paso de luz) y ε1 y ε2 las absortividades molares correspondientes, todo ello

medido en el máximo de absorción de uno de los componentes. Del mismo modo se

obtiene la expresión para la mezcla cuando se mide en el máximo de absorción del

segundo componente. Así, nos encontramos con un sistema de dos ecuaciones en el que

las concentraciones de V(IV) y V(V) son las variables a determinar. Para llevar a cabo

las correspondientes operaciones matemáticas se desarrolla una hoja de cálculo

(Microsoft Excel) en la que se introducen los valores de absorbancia obtenidos y se

calcula la concentración de cada una de las especies de vanadio. En la tabla 2.44 se

muestran los resultados proporcionados por ésta para las tres disoluciones utilizadas,

indicándose entre paréntesis el porcentaje de error cometido. Como se puede observar,

los valores que se obtienen para las concentraciones coinciden estrechamente con los

que se preparan inicialmente.

Tabla 2.44. Resultados del análisis de las disoluciones iniciales.

Muestra [V(IV)] ini. mg·L-1 [V(V)] ini. mg·L-1 [V(IV)] calc. mg·L-1 [V(V)] calc. mg·L-1

1 1,00 0,00 1,00 (0,00%) 0,00a

2 0,00 1,00 0,00b 1,00 (0,00%)

3 1,00 1,00 0,96 (-4,40%) 1,01 (0,78%)

a No detectado (límite detección V(V): 3,2 µg·L-1) b No detectado (límite detección V(IV): 2,0 µg·L-1)

3.4.2. Análisis de mezclas sintéticas

Tras verificar los resultados que se obtienen en el estudio precedente, se

comprueba la aplicabilidad del método propuesto para evaluar mezclas de diferente

composición en ambas especies de vanadio. En este sentido, se preparan varias

disoluciones que contienen V(IV) y V(V) en distintas concentraciones y, tras la adición

de los reactivos en las condiciones optimizadas, se miden en los dos máximos de

absorción. Los valores de absorbancia obtenidos se introducen en la hoja de cálculo

desarrollada al efecto y se calcula la concentración de cada una de las especies de

vanadio presentes en las disoluciones.

En la tabla 2.45 se muestra la composición de cada una de las mezclas sintéticas

preparadas así como los valores de concentración calculados, indicándose entre

paréntesis los errores que se cometen. Como se puede observar, para la concentración

CAPÍTULO 2

178

de V(IV) éstos oscilan desde -5,6% a 2,8% mientras que para V(V) se encuentran en el

rango -4,1% a 4,4%. De nuevo vuelven a obtenerse resultados muy adecuados, lo que

pone de manifiesto que el método propuesto resulta aplicable para realizar la

especiación de vanadio en los intervalos de concentración estudiados.

Tabla 2.45. Concentraciones de vanadio encontradas en el análisis de mezclas.

Muestra [V(IV)] ini. mg·L-1 [V(V)] ini. mg·L-1 [V(IV)] calc. mg·L-1 [V(V)] calc. mg·L-1

1 0,50 0,50 0,47 (-5,61%) 0,52 (4,44%)

2 0,50 0,25 0,50 (0,38%) 0,24 (-4,08%)

3 0,50 0,10 0,48 (-3,79%) 0,10 (1,89%)

4 0,50 0,75 0,49 (-1,75%) 0,75 (0,53%)

5 0,10 0,50 0,10 (2,81%) 0,50 (-0,44%)

6 0,25 0,50 0,26 (2,12%) 0,49 (-1,42%)

7 0,75 0,50 0,72 (-3,74%) 0,49 (-2,70%)

3.4.3. Estabilidad de los complejos

Cuando se estudió la estabilidad de los complejos formados individualmente

(ver figura 2.46) se observó que presentaban un comportamiento diferente. Así,

mientras que el de V(V) permanecía estable durante al menos 24 horas, la señal para el

de V(IV) mostraba un descenso progresivo a partir de 15 horas, indicándose como una

causa probable del comportamiento observado la oxidación progresiva de éste último.

En este sentido, se estudia la estabilidad de las disoluciones que contienen ambos

complejos para comprobar el comportamiento del sistema en estas condiciones. Para

ello, se analiza el mismo conjunto de muestras empleado en el estudio precedente

cuando han transcurrido 24 horas desde que se mezclan todos los reactivos. En la tabla

2.46 se indican los resultados que se alcanzan y, como se puede observar, todas las

muestras presentan el mismo comportamiento: un descenso prácticamente constante en

la concentración de V(IV) junto con un aumento proporcional en la concentración de

V(V). Estos datos sugieren que, como cabía esperar, en el seno de la disolución tiene

lugar probablemente la oxidación progresiva del complejo de V(IV) al correspondiente

de V(V). Además, otro dato revelador de la existencia de cambios en cada una de las

Desarrollo, optimización y validación de nuevos métodos analíticos

179

disoluciones que se estudian es el aumento en la intensidad del color que presentan a

medida que transcurre el tiempo. Una vez formados los complejos, y para la misma

concentración del catión (V(IV) ó V(V)), las disoluciones que contienen el de V(V)

muestran mayor intensidad de color.

En la última columna de la tabla 2.46 se indica también la concentración total de

vanadio. Ésta se obtiene como la suma de las concentraciones calculadas para ambas

especies en cada una de las muestras. Los valores entre paréntesis indican el error

cometido respecto de la concentración total de vanadio que inicialmente contiene cada

una. Como se puede observar, los errores cometidos se encuentran en la mayoría de los

casos en torno a -3%. Este hecho confirma de nuevo que la causa más probable del

comportamiento observado en las mezclas sea la oxidación de V(IV) a V(V).

Tabla 2.46. Análisis de las mezclas transcurridas 24 horas.

Muestra [V(IV)] ini. [V(V)] ini. [V(IV)] calc. [V(V)] calc. [V] total

1 0,50 0,50 0,21 (-58,12%) 0,76 (52,18%) 0,97 (-3,0%)

2 0,50 0,25 0,23 (-53,57%) 0,50 (98,31%) 0,73 (-2,7%)

3 0,50 0,10 0,23 (-54,93%) 0,35 (246,74%) 0,58 (-3,3%)

4 0,50 0,75 0,19 (-62,67%) 1,03 (36,80%) 1,22 (-2,4%)

5 0,10 0,50 0,04 (-58,27%) 0,56 (12,31%) 0,60 (0,0%)

6 0,25 0,50 0,14 (-45,83%) 0,62 (24,51%) 0,76 (1,3%)

7 0,75 0,50 0,33 (-55,54%) 0,80 (60,34%) 1,13 (-9,6%)

3.4.4. Verificación del método de especiación

Para llevarlo a cabo se utiliza la muestra TMDA-62, material de referencia

certificado cuya composición ya se mostró en la tabla 2.40. Esta muestra ya se ha

analizado previamente, indicando los resultados que la concentración certificada para

vanadio se corresponde con el estado de oxidación superior. Por tanto, para comprobar

la adecuación del método de especiación propuesto se adicionan 50 µg·L-1 V(IV) a la

muestra previamente a su análisis. A continuación, se adicionan los agentes

enmascarantes y todos los reactivos en las condiciones optimizadas y se analiza por

triplicado. Los valores de absorbancia obenidos en los dos máximos de absorción se

CAPÍTULO 2

180

introducen en la hoja de cálculo desarrollada al efecto y se calcula la concentración de

ambas especies de vanadio en la muestra.

En la tabla 2.47 se indica, además de la concentración calculada para cada una

de las especies y entre paréntesis los valores de incertidumbre en la determinación,

expresados en forma de desviación estándar, la exactitud, expresada como error relativo,

εr. En la última columna se detallan los valores obtenidos para el parámetro t de la

distribución de Student (t1 y t2 para V(IV) y V(V), respectivamente), calculados para

comparar los resultados experimentales con los valores de concentración certificados.

Este parámetro adopta un valor de 4,30 (n = 2 y α = 0,05) y, como se puede observar,

los valores calculados se encuentran por debajo de éste, indicando que no existen

diferencias estadísticamente significativas entre los resultados experimentales y los

valores de referencia certificados. Además, en ambos casos se cometen errores relativos

inferiores al 5%.

Tabla 2.47. Resultados obtenidos en la especiación de TMDA-62.

Conc. Certificada Conc. calculada Error (%) t (95%)

[V(IV)] a, µµµµg·L-1 [V(V)], µµµµg·L-1 [V(IV)], µµµµg·L-1 [V(V)], µµµµg·L-1 εr εr t1 t2

50 (± 1,19) 108 (± 8,19) 52,02 (± 7,52) 110,46 (± 7,07) 4,04 2,28 0,46 0,60 a Concentración adicionada

En definitiva, los resultados alcanzados en este estudio muestran la adecuación

del método propuesto para realizar la especiación de vanadio no sólo en muestras

sintéticas sino también en muestras reales, como se demuestra tras el análisis de

TMDA-62.

CAPÍTULO 3. MONITORIZACIÓN DE VANADIO EN

ECOSISTEMAS ACUÁTICOS MEDIANTE EL ACOPLAMIENTO

DE SISTEMAS DE FLUJO Y TÉCNICAS DE MEMBRANAS

L ÍQUIDAS

CAPÍTULO 3

182

1. INTRODUCCIÓN

1.1. SISTEMAS DE ANÁLISIS POR INYECCIÓN EN FLUJO (FIA)

1.2. SISTEMAS DE PRECONCENTRACIÓN: MEMBRANAS LÍQUIDAS

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

2.1. MÉTODO AUTOMATIZADO PARA EL ANÁLISIS DE VANADIO EN

CONTINUO (FIA)

2.2. DETERMINACIÓN DE TRAZAS DE VANADIO EN AGUAS

NATURALES MEDIANTE PRECONCENTRACIÓN CON

MEMBRANAS LÍQUIDAS

2.2.1. Ensayos Preliminares

2.2.2. Oxidabilidad del vanadio

2.2.3. Optimización del sistema de membrana líquida

2.2.4. Aplicación a muestras reales

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. MÉTODO AUTOMATIZADO PARA EL ANÁLISIS DE VANADIO EN

CONTINUO (FIA)

3.1.1. Ensayos Preliminares

3.1.2. Pre-optimización Univariante

3.1.3. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex

Modificado

3.2. DETERMINACIÓN DE TRAZAS DE VANADIO EN AGUAS

NATURALES MEDIANTE PRECONCENTRACIÓN CON

MEMBRANAS LÍQUIDAS

3.2.1. Ensayos Preliminares

3.2.2. Oxidabilidad del vanadio

3.2.3. Optimización del sistema de membrana líquida

3.2.4. Aplicación a muestras reales

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

183

En este capítulo, los trabajos realizados, que se presentan a continuación, se

llevaron a cabo con un doble objetivo. En primer lugar, para minimizar posibles

problemas de contaminación como consecuencia de la manipulación de las muestras, así

como para reducir el consumo tanto de muestras como reactivos, se desarrolló un

método que permitiera la determinación in situ y en continuo de vanadio en muestras

salinas mediante el análisis por inyección en flujo, FIA. En segundo lugar, y dado que

los niveles de concentración en los que se encuentra el vanadio en muestras salinas son

del orden de los µg·L-1, era necesario desarrollar un método que tuviera un límite de

detección inferior a dichos niveles de concentración para que fuera aplicable al mayor

número de muestras reales posible. De este modo, se desarrolló un sistema de

membrana líquida de volumen para conseguir la preconcentración del analito, el cual se

acoplaba al sistema FIA previamente optimizado para cuantificarlo.

CAPÍTULO 3

184

1. INTRODUCCIÓN

Tras el desarrollo de un nuevo método para la determinación de trazas de

vanadio en muestras acuosas de modo discontinuo, se procedió a la automatización del

mismo utilizando la técnica de análisis por inyección en flujo (FIA). Como ya se

mencionó en el capítulo 1 de la presente memoria, esta técnica se basa en la inyección

de un determinado volumen de muestra líquida sobre una corriente también líquida que

la transporta hasta el detector, donde se produce la medida de alguna propiedad física

relacionada con el analito como absorbancia, fluorescencia, potencial eléctrico, etc. De

entre las ventajas que presenta esta técnica cabe destacar el volumen de muestra

necesario para llevar a cabo el análisis, apenas unos microlitros, lo que supone al mismo

tiempo, un descenso apreciable en la cantidad de reactivo que debe utilizarse para que

tenga lugar la formación de la especie química que posteriormente será detectada y

utilizada para cuantificar al analito. Además, controlando las variables hidrodinámicas

del sistema pueden realizarse un gran número de análisis en poco tiempo, hasta 200

muestras/h, obteniéndose una alta reproducibilidad en las medidas. Esto implica que el

coste por análisis puede minimizarse notablemente. Por otro lado, con tan sólo pequeñas

modificaciones en el sistema es posible realizar el análisis de distintas especies

presentes en la muestra o, incluso, se pueden analizar varias especies simultáneamente.

En resumen, debido a que esta técnica es rápida, precisa y con gran versatilidad, resulta

una herramienta adecuada para el análisis de metales en muestras medioambientales. No

obstante, es frecuente encontrar muestras en las que los niveles de concentración de los

analitos se encuentran por debajo de los límites de detección del método, como el caso

del agua de mar. Además, las interferencias provocadas por la matriz salina pueden

complicar aún más los análisis. En estos casos, el empleo de técnicas de separación y

preconcentración desempeñan un papel importante. Entre ellas, los sistemas de

membranas líquidas están mostrándose como una clara alternativa para la separación

y/o preconcentración de metales en muestras acuosas medioambientales.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

185

1.1. SISTEMAS DE ANÁLISIS POR INYECCIÓN EN FLUJO (F IA)

Un sistema FIA sencillo, como el mostrado en la figura 3.1, está formado por los

siguientes elementos: una bomba peristáltica, encargada de impulsar, a velocidad

generalmente constante, la corriente transportadora por el interior de un tubo capilar;

una válvula de inyección, insertada en el tubo capilar, cuya función es la de permitir la

introducción de un volumen conocido y bien definido de muestra en el canal

transportador; y un tubo de reacción, en el que el bolo de muestra puede experimentar

procesos tales como mezclas, separación o formación de un compuesto coloreado cuya

absorbancia puede ser medida al pasar por el detector. Aunque ésta puede hacerse

directamente, con frecuencia se recurre al registro de picos, cuya altura está relacionada

con la concentración del analito. El tiempo que transcurre desde que se inyecta la

muestra hasta que se alcanza el máximo del pico, que es el que se utiliza como señal

analítica, se denomina tiempo de residencia, durante el cual tiene lugar la mezcla y

reacción química entre el analito y el reactivo transportador.

A partir de esta configuración básica, se han desarrollado sistemas más

complejos en los que se introducen, por ejemplo, canales adicionales para el transporte

de otros reactivos, otras válvulas de inyección, baños termostatizados para controlar la

temperatura a la que transcurre la reacción, etc. En el capítulo 1 de la presente memoria

Figura 3.1. Representación esquemática de los componentes de un sistema FIA típico. M canal de muestra; R canal de reactivo; V.I. válvula de inyección; T.R. tubo de reacción; Det. detector y D desechos.

M

B.P.

D

T.R. V.I.

Det. D R

CAPÍTULO 3

186

ya se mencionaron algunos de los trabajos desarrollados para el análisis de vanadio(IV)

y vanadio(V) en muestras acuosas, por lo que no se considera necesario volver a hacer

referencia de los mismos en este instante.

Optimización de sistemas de flujo

En los sistemas de análisis en flujo generalmente no se alcanza el equilibrio

entre la muestra y el reactivo o reactivos con los que se une tras su inyección.

Evidentemente, esto provoca dos hechos: en primer lugar, para obtener resultados

reproducibles, el sistema debe trabajar en condiciones estables y, en segundo lugar, la

magnitud de la señal dependerá del tiempo y bondad de la mezcla, y en su caso

reacción, de la muestra con la corriente portadora. Por tanto, resulta de gran importancia

llevar a cabo una correcta optimización de las variables tanto físicas como

hidrodinámicas que condicionan el funcionamiento del sistema de flujo. Estas variables

generalmente son el caudal de la corriente transportadora, la longitud de los tubos

reactores que se utilicen y el volumen de muestra inyectada.

1.2. SISTEMAS DE PRECONCENTRACIÓN: MEMBRANAS LÍQUID AS

Una de las características más destacables de estos sistemas es la simultaneidad

de los procesos de extracción y reextracción del analito de interés. Además,

seleccionando adecuadamente las condiciones en las que se va a efectuar el proceso, es

posible obtener buenas separaciones así como elevados factores de preconcentración.

En este sentido, habitualmente se realiza un estudio previo de los procesos de extracción

y reextracción por separado, para obtener las condiciones más favorables en las que

tienen lugar ambos. Posteriormente, y a partir de los resultados obtenidos, se selecciona

el sistema de membrana líquida a emplear y se estudian las condiciones más favorables

para que tenga lugar el transporte y preconcentración de la especie de interés. Esta

metodología ha sido la empleada en los trabajos que se presentarán a continuación para

el transporte y preconcentración de vanadio en muestras de aguas naturales empleando

una MLV. Estos estudios tienen como punto de partida los trabajos efectuados

previamente por Palet y col. para el transporte de vanadio(V) a través de una MLS

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

187

empleando Aliquat 336 como transportador216. En éstos, los autores obtuvieron

previamente las condiciones óptimas para la extracción (pH 5) y posterior reextracción

(pH>8) de vanadio(V) empleando Aliquat 336. A partir de esos datos, alcanzaron las

condiciones más favorables para que tuviera lugar el transporte del analito a través de la

membrana. Lozano y col. también han estudiado las condiciones más favorables para el

transporte de vanadio(V) a través de MLS217. En esta ocasión, los autores emplearon la

mezcla de Alamine 336 y Cyanex 923 como transportador, y el análisis de la superficie

de respuesta para la optimización de las variables que determinaban el transporte. Al

igual que en los trabajos de Palet y col.216, emplearon una disolución acuosa de

amoníaco como disolución receptora. Una disolución receptora poco habitual, carbonato

sódico, se empleó en los estudios realizados por Chaudry y col. para recuperar el

vanadio(V) transportado a través de una MLS de tri-octilamina218. Todos los trabajos

mencionados hasta el momento estaban enfocados hacia el estudio de las condiciones

más favorables para que tuviera lugar el transporte de vanadio(V). También, aunque en

menor número, se han desarrollado sistemas de membranas líquidas para el transporte y

preconcentración de vanadio(IV). Así, se pueden mencionar los llevados a cabo por

Juang y Lo empleando dEHPA como transportador en una MLS219 o los efectuados por

Yadav y Mahajani, también con dEHPA como transportador, pero en esta ocasión en

una MLE220.

Como se puede observar, no se han encontrado en la bibliografía trabajos en los

que el transporte de vanadio(IV) o vanadio(V) se haya estudiado empleando los

sistemas de membranas líquidas de volumen. No obstante, y como se mencionó en el

capítulo 1 de esta memoria, entre las posibles configuraciones que pueden adoptar estos

sistemas, los de membrana líquida de volumen se caracterizan, entre otras, por su

216 Palet, C.; Muñoz, M.; Hidalgo, M.; Valiente, M. Transport of vanadium(V) through a tricaprylylmethylammonium solid supported liquid membrane from aqueous acetic acid/acetate solutions. J. Membr. Sci., 98, 241, 1995. 217 Lozano, L.J.; Godínez, C.; Alguacil, F.J. Facilitated transport of vanadium(V) by supported liquid membranes. Hydrometallurgy, 80, 196, 2005. 218 Chaudry, M.A.; Bukhari, N.; Mazhar, M.; Tazeen, F. Vanadium(V) ions transport through tri-n-octyl amine cyclohexane supported liquid membranes. Sep. Purif. Technol., 54, 227, 2007. 219 Juang, R.S.; Lo, R.H. Kinetics of the coupled transport of vanadium(IV) from sulphate solutions through supported liquid membranes. Ind. Eng. Chem. Res., 33, 1011, 1994. 220 Yadav, S.V.; Mahajani, V.V. Liquid emulsion membrane (LEM) process for vanadium(IV) enrichment: Process intensification. Sep. Sci. Technol., 42, 1283, 2007.

CAPÍTULO 3

188

simplicidad. Así, empleando esta configuración es posible establecer las condiciones

químicas que permitan un transporte óptimo del analito en cuanto a eficiencia y

selectividad. En la figura 3.2 se muestra un ejemplo de uno de los diferentes tipos de

celdas utilizadas y, más concretamente, el empleado para llevar a cabo los estudios que

se presentarán más adelante para la preconcentración de vanadio en muestras acuosas.

Como se puede observar, se trata de dos vasos concéntricos en los que se

depositan sendas fases acuosas (la receptora en el interior y la muestra en el exterior)

teniendo lugar el contacto entre ambas a través de una disolución orgánica que se

deposita sobre ellas y que actúa como membrana líquida. El transporte del analito desde

la muestra hacia la disolución receptora tendrá lugar a través de la membrana.

Membrana

Disolución receptora

Disolución cargada

Figura 3.2. Sistema de membrana líquida de volumen.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

189

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

A continuación se describirán las distintas experiencias llevadas a cabo para

alcanzar los objetivos que se han propuesto. En este sentido, se presentarán en primer

lugar, y utilizando las condiciones químicas optimizadas para la determinación de

vanadio en modo discontinuo, las diferentes variables estudiadas para poner a punto el

método utilizando el análisis por inyección en flujo (FIA). A continuación, se

describirán las distintas experiencias llevadas a cabo para acoplar el sistema FIA

desarrollado a un sistema de membrana líquida de volumen (MLV), el cual permite la

preconcentración de este metal en muestras acuosas.

2.1. MÉTODO AUTOMATIZADO PARA EL ANÁLISIS DE VANADI O EN

CONTINUO (FIA)

Tras el desarrollo del método en modo discontinuo, se procedió a la

automatización del mismo utilizando la técnica de análisis por inyección en flujo (FIA).

En la figura 3.3 se muestra de manera esquemática el sistema FIA estudiado.

Como se puede observar, éste estaba formado por tres canales por los que

circulaban la muestra, un transportador y el reactivo espectrofotométrico,

respectivamente. La introducción en este sistema del canal adicional de transportador

Figura 3.3. Representación esquemática del sistema FIA estudiado. B.P: Bomba Peristáltica; V.I: Válvula de Inyección; T.R: Tubo de reacción; M: Muestra; R: Reactivo ([dPKBH] = 7,0·10-4 mol·L-1; [NaAc/HAc] = 0,1 mol·L-1; 5% etanol); T: Transportador (agua desionizada); Det.: Detector; D: Desechos.

D

D

T.R.

V.I.

M

T

R

B.P.

374 nm

Det.

CAPÍTULO 3

190

surgió como consecuencia del posterior acoplamiento del sistema FIA desarrollado al de

membrana líquida de volumen. En este sentido, dado que el objetivo último de este

estudio era el desarrollo de un sistema acoplado FIA-MLV, se consideró adecuado

utilizar un tercer canal desde el inicio del mismo, que debería tener una composición

similar a la de la disolución a inyectar.

El reactivo FIA utilizado consistía en una disolución que contenía todos los

reactivos necesarios para que tuviera lugar la formación del complejo de vanadio con

dPKBH en las condiciones optimizadas por el método en discontinuo.

La optimización del sistema se abordó en dos etapas. La primera de ellas se

realizó mediante una metodología univariante, utilizándose los resultados a modo de

estudio de preoptimización, y para compararlos con los obtenidos mediante la segunda,

realizada con una metodología multivariante, mediante la utilización del método

símplex modificado (Anexo I).

Las variables a optimizar fueron el volumen de muestra, la longitud del tubo de

reacción y el caudal del reactivo transportador. En todos los casos, la muestra contenía 1

mg·L-1 de vanadio, estando la disolución usada como transportador constituída por una

mezcla del reactivo espectrofotométrico ([dPKBH] = 7,0·10-4 mol·L-1); una disolución

reguladora de ácido acético/acetato ([NaCH3COO/CH3COOH] = 0,1 mol·L-1) y un 5%

de etanol para asegurar la disolución del dPKBH.

2.2. DETERMINACIÓN DE TRAZAS DE VANADIO EN AGUAS NA TURALES

MEDIANTE PRECONCENTRACIÓN CON MEMBRANAS LÍQUIDAS

2.2.1. Ensayos Preliminares

Como ya se mencionó en el primer capítulo de la presente memoria, los sistemas

de membrana líquida se caracterizan, entre otros aspectos, por la simultaneidad de los

procesos de extracción y reextracción del analito de interés. Por tanto, antes de proceder

a la implementación de tales sistemas se hace necesario realizar un estudio previo de los

procesos de extracción y reextracción por separado. En este sentido, se estudió

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

191

inicialmente el proceso de extracción. Para llevarlo a cabo, se prepararon distintas

disoluciones que contenían 1 mg·L-1 de vanadio y diferente contenido salino. A

continuación se mezclaba el mismo volumen de éstas con el de una disolución del

reactivo orgánico seleccionado, esto es, Aliquat 336 disuelto en dodecano y dodecanol,

y se agitaban durante 5 minutos. Una vez separadas ambas fases se medía la

concentración de vanadio en la disolución acuosa por espectroscopia de emisión

atómica en plasma acoplado inductivamente (ICP-AES). El mismo proceso se realizaba

con un blanco del reactivo (disolución que contenía el mismo contenido de dodecano y

dodecanol), el cual no extraía vanadio. Posteriormente, se verificó el proceso de

reextracción. En esta ocasión, se empleaban alícuotas de disoluciones de amoníaco en

nitrato de sodio como reactivo para la reextracción que se agitaban con el mismo

volumen de la disolución de Aliquat 336 que contenían el vanadio extraído. Tras cinco

minutos de agitación, y una vez separadas ambas fases, se medía la concentración de

vanadio en la fase acuosa por ICP-AES.

2.2.2. Oxidabilidad del Vanadio

Después de comprobar la efectividad de ambos procesos, y antes de proceder a

la puesta a punto del sistema de membrana líquida de volumen, se planteó la posibilidad

de que el vanadio (IV) sufriera un proceso de oxidación en las condiciones estudiadas.

Además, en el capítulo 2 de esta memoria ya se había demostrado la existencia de dicho

proceso (veánse las figuras 2.47 y 2.48), verificándose que las disoluciones del

complejo dPKBH-V(IV) se oxidan al correspondiente complejo de vanadio (V).

En este sentido, si se tiene en cuenta el hecho de que la muestra estará

continuamente en agitación en el sistema de membrana líquida, el proceso de oxidación

de V(IV) podría verse muy favorecido. Para comprobarlo, se prepararon varias

disoluciones que contenían 1 mg·L-1 de V(IV) o V(V) que se mezclaron con el reactivo

optimizado para el sistema FIA y se registraron sus espectros.

2.2.3. Optimización del sistema de membrana líquida

Una vez realizados los estudios previos mencionados anteriormente, se

comprobó la adecuación del sistema FIA previamente desarrollado para su

CAPÍTULO 3

192

acoplamiento con el sistema de membrana. Posteriormente, y haciendo uso de la

información previamente obtenida al realizar los procesos de extracción y reextracción

por separado, se procedió a la optimización de las variables que controlaban el

comportamiento del sistema de membrana líquida de volumen. Estas variables fueron el

pH de la disolución cargada (muestra) así como de la disolución receptora y la

concentración de transportador (Aliquat 336) en la membrana orgánica. En esta ocasión,

y dada la alta interdependencia de las variables, se realizó directamente la optimización

multivariante mediante el método símplex modificado (Anexo I). La función respuesta

que se adoptó para llevar a cabo este estudio fue el coeficiente de permeabilidad, P, de

la membrana, el cual se definirá posteriormente.

Otra variable a considerar en estos sistemas es la velocidad de agitación, ya que

afectará a los procesos de la capa de difusión, y por tanto el transporte de la especie de

interés puede verse favorecido en mayor o menor extensión, condicionando igualmente

el tiempo necesario para alcanzar un determinado nivel de preconcentración del analito.

Por tanto, con las variables ya optimizadas se realizaron distintas experiencias en las

que se varió la velocidad de agitación para encontrar la más adecuada.

2.2.4. Aplicación a muestras reales

Una vez optimizadas todas las variables que influían en el sistema, para verificar

la adecuación del nuevo método analítico desarrollado, se analizó un material de

referencia certificado (TMDA-62).

Posteriormente, éste se aplicó para determinar el contenido de vanadio en

muestras acuosas de diferente composición.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

193

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. MÉTODO AUTOMATIZADO PARA EL ANÁLISIS DE VANADI O EN

CONTINUO (FIA)

Una vez optimizadas las variables químicas que afectan a la formación del

complejo de vanadio con dPKBH utilizando un método espectrofotométrico para llevar

a cabo su medida en muestras acuosas, se describen a continuación los resultados

obtenidos para la optimización y aplicación de éste mediante el análisis por inyección

en flujo.

3.1.1. Ensayos Preliminares

Antes de proceder a la optimización del sistema, se realizaron una serie de

estudios preliminares encaminados a comprobar el efecto que podía producir la

introducción del canal adicional transportador en las condiciones químicas previamente

optimizadas. En este caso, por dicho canal se hizo pasar agua bidestilada, eligiéndose el

diámetro interno de todos los tubos (muestra, agua bidestilada y reactivo) de tal manera

que el efecto de dilución que pudiera provocarse fuera el mínimo posible. Así, para los

canales de muestra y transportador se seleccionó el tubo más pequeño disponible, cuyo

diámetro interno era de 0,127 mm, mientras que el reactivo circulaba por un canal de

2,05 mm de diámetro interno. En estas condiciones, el sistema FIA quedó configurado

como se mostró en la fig. 3.3, estando el reactivo FIA basado en las condiciones

seleccionadas como óptimas en el estudio discontinuo ([dPKBH] = 4,0·10-4 mol·L-1;

[HAc/NaAc] = 4,0·10-3 y 5% de etanol). En estas condiciones se realizaron diversas

inyecciones de una disolución que contenía 1 mg·L-1 de vanadio y se procedió a la

lectura espectrofotométrica del complejo formado midiendo la absorbancia en el

máximo de la altura del pico que se obtenía. Las condiciones a las que se realizaron

estas experiencias fueron las siguientes: volumen de muestra: 123 µL; longitud del tubo

de reacción: 1,23 m y caudal de salida: 2,02 mL·min-1. Los valores de absorbancia

obtenidos fueron muy bajos, lo cual quedaba justificado al comprobar que el pH de la

mezcla se encontraba en torno a 8, muy alejado del valor óptimo (4,7). Por tanto,

resultaba necesario aumentar la concentración final de disolución reguladora en el

CAPÍTULO 3

194

reactivo FIA para asegurar que la medida se realizaba en las condiciones de acidez

adecuadas. Para ello, se prepararon distintas disoluciones de reactivo FIA en las que se

mantenía constante la concentración final de dPKBH y etanol, y se aumentaba

progresivamente la de disolución reguladora. Tras su reacción con la disolución de

vanadio en el sistema FIA, se recogía un volumen adecuado de la mezcla y se medía el

pH de la misma. De este modo, se encontró que era necesaria una concentración final de

HAc/NaAc 0,1 mol·L-1 en la disolución de reactivo FIA para que la formación del

complejo tuviera lugar en las condiciones de acidez previamente optimizadas.

A continuación se realizaron nuevas medidas espectrofotométricas con las

condiciones anteriormente descritas y utilizando la nueva concentración de disolución

reguladora. De nuevo volvieron a obtenerse valores de absorbancia relativamente bajos,

lo cual suponía un inconveniente en cuanto a la sensibilidad del método. En esta

ocasión, y dado que las condiciones de acidez eran las adecuadas, el efecto de dilución

provocado por el canal de agua bidestilada sobre el reactivo FIA podía justificar este

hecho. Para tratar de obtener una mejor sensibilidad, se prepararon distintas

disoluciones de reactivo FIA en las que se aumentaba la concentración final de dPKBH

manteniendo constantes el porcentaje de etanol (5%) y la concentración final de

disolución reguladora (0,1 mol·L-1). Con estas disoluciones, y manteniendo las

condiciones hidrodinámicas descritas anteriormente, se medía la absorbancia del

complejo formado con la disolución de vanadio. Los resultados que se obtuvieron

mostraron que una concentración final 7·10-4 mol·L-1 de dPKBH en el reactivo FIA

proporcionaba los mejores resultados.

En resumen, debido a la introducción del canal adicional de transportador se

origina una dilución del sistema, para cuya compensación la disolución de reactivo FIA

tendrá una concentración final 7·10-4 mol·L-1 de dPKBH y 0,1 mol·L-1 de disolución

reguladora acético/acetato.

3.1.2. Pre-optimización Univariante

Como ya se mencionó al principio de este capítulo, las variables que se

estudiaron fueron el volumen de muestra inyectada, la longitud del tubo de reacción y el

caudal del reactivo transportador. A continuación se describen los resultados obtenidos.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

195

Volumen de muestra

El volumen de muestra que se inyecta en un sistema FIA está directamente

relacionado con la cantidad de analito que se introduce en el sistema. Es por lo tanto un

parámetro clave, pues, junto con otras variables tanto químicas como físicas, será

responsable de la concentración de la especie absorbente que se forme, y por lo tanto de

la magnitud de la señal registrada. El estudio se llevó a cabo variando el volumen de

muestra inyectado entre 66 µL y 750 µL, manteniendo invariable el caudal de reactivo

(2,4 mL·min-1) y la longitud del tubo de reacción (1,73 m). Cada punto experimental se

calculó como el valor medio de al menos tres medidas repetidas, estimándose la

precisión, en forma de desviación estándar y representada en la gráfica por las líneas

verticales, para cada uno de ellos.

En la figura 3.4 se muestran los resultados que se obtuvieron, observándose el

comportamiento que habitualmente presenta este tipo de sistemas. Es decir, un rápido

aumento de la absorbancia del complejo con el volumen de muestra inyectado hasta que

Vol. muestra (µL)

0 100 200 300 400 500 600 700

∆ A

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

Figura 3.4. Optimización del volumen de muestra. Caudal: 2,4 mL·min-1; Longitud del tubo de reacción: 1,73 m. ([V]=1 mg·L-1; [dPKBH]=7,0·10-4 mol·L-1; [HAc/NaAc]=0,1 mol·L-1; 5% de etanol). ∆A = Acomplejo – Ablanco.

CAPÍTULO 3

196

se alcanzan unas condiciones en las que ésta se hace independiente de la cantidad de

muestra inyectada.

En nuestro caso, dicha tendencia se mantenía hasta un volumen superior a 500

µL, valor a partir del cual la respuesta se hace independiente del volumen de muestra,

eligiéndose en este caso 566 µL como valor óptimo para experimentos posteriores.

Longitud del tubo de reacción

Este parámetro está directamente relacionado con el tiempo durante el cual, la

muestra y la disolución de reactivo se ponen en contacto para producir el complejo,

cuya señal analítica se determinará posteriormente. Para realizar la optimización de este

parámetro se procedió de manera análoga al anterior, manteniendo constante el caudal

de reactivo (2,4 mL·min-1), y con el volumen de muestra previamente optimizado, es

decir, 566 µL. En estas condiciones, la longitud del tubo se varió entre 1 y 4 m,

mostrándose los resultados en la figura 3.5. Igual que en el apartado anterior, las barras

verticales indican la precisión de las medidas que se efectuaron, expresadas como la

desviación estándar de tres inyecciones sucesivas.

De los resultados obtenidos se observa que la absorbancia del complejo era

prácticamente independiente de la longitud del tubo de reacción. No obstante, para

longitudes del tubo cada vez mayores se producía un ligero descenso de la señal, como

cabía esperar, debido al aumento de la dispersión. Ésta aumenta con la raíz cuadrada de

la distancia recorrida provocando un descenso en la altura del pico y por tanto una

pérdida de sensibilidad. Por otra parte, la precisión que se alcanzó para las distintas

longitudes ensayadas fue similar. Por tanto, y al objeto de conseguir una mayor

frecuencia de muestreo, se seleccionó como óptimo el tubo de reacción de menor

longitud, es decir, 1m.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

197

Caudal del transportador

Para la pre-optimización de esta variable se mantuvieron constantes, y en los

valores previamente optimizados, el volumen de muestra (566 µL) y la longitud del tubo

reactor (1 m), mientras que el caudal de la disolución de reactivo se varió entre 1,6

mL·min-1 y 6,6 mL·min-1. En la figura 3.6 se muestran los resultados obtenidos, e igual

que en los casos precedentes, las barras indican la precisión de los datos para cada una

de las velocidades ensayadas. Como puede observarse, la absorbancia del complejo

aumenta progresivamente con un aumento del caudal hasta 5,2 mL·min-1, donde se

obtiene la máxima señal. En estas condiciones, la mezcla entre la muestra y el reactivo

se produce en óptimas condiciones, por lo que si se continúa aumentando el caudal,

dicha mezcla no mejora, observándose una estabilización de la señal analítica o incluso

una ligera disminución como consecuencia de una mayor dispersión del bolo de

muestra, así como el menor tiempo de reacción.

Figura 3.5. Optimización de la longitud del tubo de reacción. Caudal: 2,4 mL·min-1. Volumen de muestra: 566 µL. Resto de condiciones como en la figura 3.4.

Tubo reacción (m)

0 1 2 3 4 5

∆A

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

CAPÍTULO 3

198

En resumen, las mejores condiciones obtenidas mediante el proceso de pre-

optimización univariante fueron las siguientes: volumen de muestra: 566 µL; longitud

del tubo de reacción: 1 m; caudal del transportador: 5,2 mL·min-1.

A continuación se describirán los estudios realizados mediante optimización

multivariante, los cuales partirán de los resultados obtenidos en el estudio univariante, y

nos permitirán establecer experimentalmente el óptimo de nuestro sistema de

determinación en continuo.

3.1.3. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex Modificado

Para llevar a cabo la optimización simultánea de las variables que controlaban el

comportamiento del sistema FIA se utilizó el método símplex modificado, el cual se

describe detalladamente en el Anexo I de esta memoria.

Con este método se optimizaron de manera simultánea las tres variables

hidrodinámicas que controlaban el comportamiento del sistema FIA, esto es, el volumen

de muestra, la longitud del tubo de reacción y el caudal del transportador. Así, a partir

Figura 3.6. Optimización del caudal de la corriente transportadora. Volumen de muestra, 566 µL. Longitud del tubo reactor, 1 m. Resto de condiciones como en la figura 3.4.

Caudal (mL·min-1)

1 2 3 4 5 6 7

∆ A

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

0,08

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

199

de los valores obtenidos para cada una de las variables tras la pre-optimización

univariante, se definieron las condiciones iniciales para obtener los vértices

correspondientes al primer símplex. A continuación, se establecieron como función

respuesta, la absorbancia media obtenida al realizar las medidas por cuadruplicado, y

como criterio para finalizar el símplex, el de las variaciones de las medidas de las

respuestas (ver Anexo I), concluyéndose éste cuando las variaciones entre las respuestas

de los vértices se deban sólo a errores aleatorios. Para realizar esta estimación se obtenía

el valor del estadístico F para la relación entre la varianza de cada símplex y la varianza

general del método FIA. Esta última se calculó experimentalmente midiendo cuatro

disoluciones con el mismo contenido de vanadio (1 mg·L-1), utilizando las condiciones

pre-optimizadas anteriormente. El resultado obtenido fue: s2 = 4,0·10-6. Con este valor

de varianza y el correspondiente a cada símplex se calculaban los distintos valores de F

y se comparaban con el valor teórico (F = 1,72 para un nivel de probabilidad del 67% (p

= 0,67) y tres grados de libertad (V1 = V2 = 3), como se muestra en la tabla 1, Anexo I).

El proceso de evaluación finalizó cuando para un determinado símplex la relación entre

las varianzas fue menor que el valor teórico, encontrándose las condiciones óptimas en

aquel experimento cuya respuesta fue la más alta de entre los 4 que componían el

símplex en ese momento.

Una vez establecidas las condiciones en las que se iba a llevar a cabo el proceso

de optimización multivariante, se comenzaron a realizar las distintas experiencias. Así,

en la tabla 3.1 se muestran los valores para cada una de las variables de los 4

experimentos que constituían el símplex inicial.

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1)

1 141 1,86 1,04

2 141 2,11 2,26

3 191 1,86 2,26

4 191 2,11 1,04

Tabla 3.1. Valores del símplex inicial. V: volumen de muestra; L: longitud del tubo de reacción; Q: caudal del transportador.

CAPÍTULO 3

200

Tras la realización de los mismos, y aplicando las reglas del método símplex

modificado para la obtención de las coordenadas del siguiente vértice (ver Anexo I), se

realizaron los experimentos que se muestran en la tabla 3.2.

Tabla 3.2. Resultados de la optimización símplex para las variables que controlan el sistema. I: Símplex inicial; R: Reflexión; E: Expansión; C-: Contracción negativa.

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1) A Tipo

1 141 1,86 1,04 0,034 I

2 141 2,11 2,26 0,027 I

3 191 1,86 2,26 0,043 I

4 191 2,11 1,04 0,043 I

5 208 1,78 0,62 0,044 R

6 241 1,61 -1,04 ------ E

7 252 1,97 1,58 0,050 R

8 308 2,03 1,85 0,052 E

9 280 2,09 -0,76 ------ R

10 213 1,92 1,72 0,049 C-

11 295 1,71 1,75 0,054 R

12 347 1,51 2,12 0,056 E

13 371 1,86 3,18 0,056 R

14 471 1,68 3,03 0,064 R

15 600 1,56 3,69 0,070 E

16 571 1,26 4,13 0,069 R

17 681 1,61 5,22 0,075 R

18 848 1,66 6,77 0,079 E

19 975 1,13 6,54 0,076 R

20 1044 1,64 7,21 0,073 R

21 1311 1,39 9,99 0,079 R

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

201

Tabla 3.2. Continuación.

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1) A Tipo

22 1045 1,15 8,32 0,081 R

23 1046 0,90(1) 8,88 ------- E

24 1161 1,67 10,16 0,072 R

25 1022 1,26 7,46 0,074 C-

26 1404 0,77(1) 10,41 ----- R

27 987 1,46 7,68 0,071 C-

28 1207 1,41 9,87 0,077 R

A: Absorbancia. (1) Longitud mínima del tubo de reacción 0,98 m.

En la tabla 3.3 se muestran los experimentos que componen cada símplex, los

valores medios de la absorbancia, As, así como de la varianza, ss2, calculados para cada

uno en el proceso de optimización.

Tabla 3.3. Progreso del símplex. As: absorbancia media del símplex; Ss2: Varianza del símplex.

Nº símplex Experimentos As Ss2 F (Ss

2 / s2)

1 1, 2, 3 y 4 0,037 6,02·10-5 15,05

2 1, 3, 4 y 5 0,041 2,20·10-5 5,50

3 1, 3, 5 y 8 0,043 5,42·10-5 13,55

4 1, 5, 8 y 10 0,045 6,22·10-5 15,55

5 5, 8, 10 y 12 0,050 2,56·10-5 6,40

6 8, 10, 12 y 13 0,053 1,16·10-5 2,90

7 8, 12, 13 y 15 0,058 5,49·10-5 13,72

8 12, 13, 15 y 16 0,062 5,63·10-5 14,08

9 13, 15, 16 y 18 0,068 8,89·10-5 22,22

10 15, 16, 18 y 19 0,073 2,56·10-5 6,40

11 15, 18, 19 y 20 0,074 1,82·10-5 4,55

12 18, 19, 20 y 21 0,077 8,25·10-6 2,06

13 18, 19, 21 y 22 0,079 4,25·10-6 1,06

14 18, 21, 22 y 25 0,078 8,92·10-6 2,23

15 21, 22, 25 y 27 0,078 8,92·10-6 2,23

CAPÍTULO 3

202

Como se puede observar, en el símplex 13 el valor F calculado (1,06) fue menor

que el teórico (1,72), lo cual indicaba que las variaciones de las respuestas surgían como

consecuencia de errores aleatorios y, por tanto, se había alcanzado el máximo. Dado que

éste estaba formado por los experimentos 18, 19, 21 y 22 y que el valor más alto de

absorbancia (función respuesta) se obtuvo para el experimento 22, se realizaron algunos

experimentos adicionales para asegurar que se habían alcanzado las condiciones

óptimas. Tras confirmar los resultados, las condiciones óptimas seleccionadas fueron las

correspondientes a dicho experimento:

Volumen de muestra: 1045 µL

Longitud del tubo de reacción: 1,15 m

Caudal del transportador: 8,32 mL·min-1.

Las condiciones óptimas que se alcanzaron mediante el método símplex dieron

lugar a valores de absorbancia un 12% superiores a los obtenidos mediante la pre-

optimización univariante. Esta mejora en la sensibilidad se basa fundamentalmente en

valores más altos del volumen de muestra inyectada y del caudal, lo que repercute

negativamente en algunos aspectos tales como:

1º. El volumen de inyección de muestra era prácticamente el doble (1045 µL

frente a 566 µL), lo que puede ser un inconveniente para pequeños volúmenes de

muestra disponibles.

2º. El caudal del transportador también era mayor (8,32 mL·min-1 frente a 5,2

mL·min-1), lo cual se traducía en un mayor consumo de reactivos y, por tanto, en

un mayor coste por análisis, así como en una mayor generación de residuos.

En este sentido, dado que la mejora de la señal analítica obtenida por el método

símplex no es excesivamente alta y que el sistema FIA optimizado se empleará para su

posterior acoplamiento con el de membrana líquida de volumen, se seleccionaron las

condiciones optimizadas por el método univariante para realizar los estudios

posteriores.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

203

3.2. DETERMINACIÓN DE TRAZAS DE VANADIO EN AGUAS NA TURALES

MEDIANTE PRECONCENTRACIÓN CON MEMBRANAS LÍQUIDAS

Con los estudios descritos hasta el momento, hemos cubierto la determinación

de vanadio presente en muestras acuosas en concentraciones del orden de los mg·L-1.

Sin embargo, el vanadio presente en aguas naturales se encuentra a niveles de

concentración inferiores, por lo que se hace necesaria su preconcentración previa a la

medida. En este sentido, los sistemas de membranas líquidas se muestran como una

elección adecuada, ya que permiten la separación y preconcentración de metales bajo

condiciones controladas en muestras medioambientales.

Para llevar a cabo este estudio se utilizó el sistema de membrana que se muestra

en la figura 3.6 para la preconcentración de vanadio y el sistema FIA previamente

desarrollado, y que se mostraba en la figura 3.3, para la cuantificación del mismo.

Como puede observarse, éste consta de dos vasos concéntricos en los que se

depositan sendas disoluciones acuosas. Así, en el vaso exterior, con un volumen de 39

mL, se deposita la muestra (disolución cargada), mientras que en el interior, de 24 mL

de capacidad, se deposita la disolución receptora. Para que tenga lugar el transporte de

analito, ambas fases acuosas se agitan magnéticamente y se cubren con la disolución del

reactivo orgánico que actúa como membrana. El volumen de este último ha de

seleccionarse de manera que, siendo lo más pequeño posible, cubra completamente

ambas disoluciones acuosas para que se produzca el transporte del analito de interés. En

Membrana Líquida. Aliquat 336

Disolución cargada

Disolución receptora

Figura 3.6. Sistema de membrana utilizado para la preconcentración de vanadio.

CAPÍTULO 3

204

nuestro caso, se utilizó un volumen de 7 mL de una disolución de Aliquat 336 disuelto

en dodecano y dodecanol.

Concepto de Permeabilidad

Cuando se produce la transferencia de una determinada especie química a través

de membranas líquidas es necesario cuantificar el transporte realizado en dicho proceso

para poder evaluar de este modo la eficacia del mismo. Dicha cuantificación se realiza

evaluando el flujo de materia, J, que tiene lugar a través de la membrana líquida durante

un determinado período de tiempo. La expresión que define el flujo temporal de materia

como consecuencia del gradiente existente viene regida por la ley de Fick, y puede

plantearse como:

donde [M]f representa la concentración del metal en la disolución cargada, Vf el

volumen de la misma y Q el área efectiva de la membrana.

Habitualmente, este flujo de materia se suele expresar mediante otro parámetro

relacionado con él como es el caso de la permeabilidad, P, la cual se define como el

cociente entre el flujo y la concentración de la especie de interés en la disolución

cargada. Es decir, [[[[ ]]]] fMJ

P ==== . Si se sustituye esta expresión en la anterior se

obtiene:

[[[[ ]]]][[[[ ]]]]

Q

V

dt

Md

MP ff

f

··1−−−−====

e integrando se llega a la expresión:

[[[[ ]]]] [[[[ ]]]] 0,ln··ln ff

f MtPVQ

M −−−−====−−−−

[[[[ ]]]]Q

V

dt

MdJ ff ·−−−−====

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

205

De este modo, representando la variación de – ln [M] f frente al tiempo se

obtendrá una relación lineal de cuya pendiente puede calcularse el valor de la

permeabilidad (que vendrá expresada en unidades de cm·min-1) para cada uno de los

procesos de transporte.

A continuación se describen los resultados obtenidos para la puesta a punto de

un método de preconcentración de vanadio en muestras salinas mediante un sistema de

membrana líquida de volumen y su posterior medida espectrofotométrica utilizando el

método de análisis por inyección en flujo previamente optimizado.

3.2.1. Ensayos Preliminares

Como ya se ha mencionado a lo largo de esta memoria, los sistemas de

membranas líquidas están basados en la simultaneidad de los procesos de extracción y

reextracción, cuyo resultado final es el transporte del analito de interés desde la

disolución cargada hasta la receptora, donde posteriormente se cuantifica. Por tanto,

antes de proceder a la optimización de estos sistemas es necesario comprobar ambos

procesos por separado. Para ello, en nuestro caso se partirá de los estudios realizados

por Palet y col.214, como ya se ha señalado en la introducción de este capítulo. En este

sentido, se realizaron ensayos en discontinuo en los que se utilizó una disolución

cargada que contenía 1 mg·L-1 de vanadio a pH 5 y diferente contenido salino para el

proceso de extracción y una disolución receptora 0,1 mol·L-1 de NH4OH en NaNO3 0,6

mol·L-1 a la que se variaba el pH entre 9 y 12 para el proceso de reextracción. La

composición de esta última se seleccionó de manera que igualase la fuerza iónica de la

disolución con mayor salinidad, la cual se utilizó para llevar a cabo los experimentos de

reextracción. En todos los casos se utilizó como fase orgánica una disolución 0,15

mol·L-1 de Aliquat 336 disuelto en dodecano y con un 3,5% v/v final de dodecanol.

El proceso de extracción se realizó tomando, por duplicado, alícuotas de 5 mL

de cada una de las disoluciones de vanadio y se adicionaban en un tubo de extracción en

el que se mezclaban con 5 mL de la disolución de Aliquat 336 o de dodecano con un

3,5% v/v final de dodecanol, para obtener de cada ensayo su blanco de extracción

correspondiente. A continuación se agitaban los tubos manualmente durante cinco

CAPÍTULO 3

206

minutos y, una vez separadas ambas fases, se realizaba la medida de la fase acuosa

mediante espectroscopia de emisión atómica de plasma acoplado inductivamente (ICP-

AES). En la tabla 3.4 se muestran, en primer lugar, los resultados obtenidos en el

proceso de extracción. Como se puede observar, para todas las disoluciones ensayadas

se obtuvieron porcentajes de extracción del metal similares, en torno al 80%, lo que

ponía de manifiesto el adecuado funcionamiento de este proceso y su práctica

independencia respecto del contenido salino.

Tabla 3.4. Resultados de la extracción de 1 mg·L-1 de vanadio.

Salinidad (g·L-1 NaCl) [V] f (mg·L-1)a % Ext.

0 0,164 83,6

1 0,159 84,1

10 0,165 83,5

25 0,211 78,9

35 0,219 78,1 a concentración final en la fase acuosa.

Por lo que respecta al proceso de reextracción, en la figura 3.7 se muestran los

resultados que se obtuvieron utilizando la disolución orgánica empleada para la

extracción del metal con un contenido de 35 g·L-1 NaCl. En esta ocasión, y al objeto de

disponer de un volumen adecuado de disolución orgánica, se realizó previamente la

extracción de 50 mL de la disolución acuosa de vanadio con el mismo volumen de la

disolución de Aliquat 336. Una vez separadas ambas fases, se conservó la disolución

orgánica para realizar la reextracción. La metodología seguida en este proceso fue

similar a la de la extracción, tomándose alícuotas de 5 mL de la disolución orgánica que

se mezclaban con el mismo volumen de disolución 0,1 M de NH4OH en NaNO3 0,6 M a

pH comprendidos entre 9 y 12. Tras agitar manualmente durante cinco minutos y dejar

separar ambas fases, se procedía a la medida de las disoluciones acuosas resultantes por

ICP-AES. Como puede observarse, la recuperación del analito se desarrolla

adecuadamente, aumentando de forma progresiva con el pH de la disolución receptora

hasta que éste llega a 11, donde se obtiene la máxima eficacia y, por tanto, las

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

207

condiciones más adecuadas para la reextracción. Por tanto, una vez verificados ambos

procesos en discontinuo podía procederse al estudio del funcionamiento acoplado del

sistema de membrana líquida.

3.2.2. Oxidabilidad del Vanadio

Para ello, se prepararon disoluciones acuosas de NH4OH 0,1 M en NaNO3 0,6 M

que contenían la misma cantidad de V(IV) y V(V) (1 mg·L-1). Dichas disoluciones se

adicionaron en un matraz de 10 mL y se mezclaron con la disolución de reactivo

optimizada en el método FIA para formar los complejos correspondientes, ya que ésta

sería la utilizada en el sistema acoplado con la membrana líquida de volumen.

Inmediatamente después de mezclar las disoluciones se registraron los espectros de los

complejos formados frente a un blanco preparado exactamente de la misma forma pero

en ausencia de vanadio. En la figura 3.8 se muestran dichos espectros y, como se puede

observar, ambos son idénticos, presentando una banda ancha de absorción entre 375 y

400 nm. A partir de este instante, todas las medidas se realizan a 375 nm.

Figura 3.7. Variación del porcentaje de reextracción con el pH de la disolución receptora.

pH

9 10 11 12

% R

eext

racc

ión

0

20

40

60

80

100

CAPÍTULO 3

208

Por tanto, los resultados obtenidos demuestran que las condiciones

experimentales en las que se llevan a cabo las medidas provocan la formación de un

complejo entre dPKBH y vanadio en el que este último actúa con su estado de

oxidación más elevado, es decir, V(V). Estas mismas conclusiones se alcanzan en

algunos trabajos consultados en la bibliografía realizados con otros agentes extractantes

como por ejemplo los ya mencionados de Zhou Nan211. En éstos se indicaba que la

reacción que tenía lugar entre V(IV) y N-benzoíl-N-fenilhidroxilamina (BPHA) en un

medio ligeramente ácido producía la formación de un quelato de V(V). Ejemplos de este

mismo comportamiento pueden encontrarse en los trabajos realizados por M.J.C. Taylor

y col.221, entre otros. En todos ellos, el producto de reacción que se obtenía cuando se

estudiaban los sistemas utilizando V(IV) era un quelato de V(V).

221 Taylor, M.J.C.; Marshall, G.D.; Williams, S.J.S.; van Staden, J.F.; Saling, C. The determination of vanadium(V) in the presence of vanadium(IV) using 4-(2-pyridylazo)resorcinol in a flow-injection manifold. Anal. Chim. Acta, 329, 275, 1996.

Figura 3.8. Espectros dPKBH-V. [V(IV)] = [V(V)] = 1 mg·L -1; NH4OH 0,1 M + NaNO3 0,6 M; Reactivo ([dPKBH] = 7·10-4 M, 5% EtOH); pH 4,7

λ /nm

300 350 400 450 500

∆A

-0,02

0,00

0,02

0,04

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

209

Este hecho pone de manifiesto la posibilidad de cuantificar la concentración total

de vanadio en muestras salinas, tanto procedente de especies en las que éste presenta

valencia IV como V utilizando para ello este método. De hecho, dentro de la

metodología analítica puede usarse indistintamente V(IV) y V(V). Para comprobarlo, se

preparó una recta de calibrado empleando disoluciones en las que se varió la

concentración de V(IV) entre 0 y 2 mg·L-1 y a continuación se midieron distintas

disoluciones preparadas exactamente de la misma forma pero con diferentes

concentraciones de V(V). Los resultados que se obtuvieron en todos los casos

presentaron errores inferiores al 5%.

3.2.3. Optimización del sistema de membrana líquida

El dispositivo utilizado para llevar a cabo el proceso de preconcentración de

vanadio se mostró en la figura 3.6. Éste estaba formado por dos vasos concéntricos, en

el más externo se introducían 39 mL de la muestra (disolución cargada), mientras que

en el interno se situaban 24 mL de una disolución amoniacal que actuaba como

disolución receptora. Para que tuviera lugar el proceso de transporte se adicionaban 7

mL de una disolución de Aliquat 336 (A336) disuelto en dodecano y dodecanol sobre la

superficie de ambas disoluciones acuosas, que actuaba como membrana líquida.

Todos los ensayos se realizaron agitando simultáneamente ambas disoluciones

acuosas mediante un agitador magnético. Debido a la menor densidad de la disolución

orgánica empleada respecto del agua, la membrana líquida quedaba en todo momento

por encima de ambas disoluciones acuosas, poniéndolas en contacto y posibilitando así

el transporte de especies químicas desde la disolución cargada, situada en el

compartimento exterior, hasta la receptora, situada en el interior. Además, dada la

diferencia de volumen entre ambos compartimentos, de manera simultánea a la

separación se conseguía la preconcentración del analito.

Antes de proceder a la optimización del sistema de membrana líquida de

volumen, el primer paso en el estudio de separación de cualquier especie química debe

consistir en la verificación del funcionamiento simultáneo de los procesos de extracción

y reextracción que previamente se habían comprobado por separado. Para ello, se

utilizaron las condiciones experimentales que se muestran en la tabla 3.5.

CAPÍTULO 3

210

Tabla 3.5. Condiciones utilizadas para la verificación del sistema de Membrana Líquida de Volumen.

Disolución Cargada Membrana Disolución Receptora

V = 39 mL V = 7 mL V = 24 mL

0,5 mg·L-1 V 0,15 mol·L-1 A336 0,1 mol·L-1 NH3/NH4+

35 g·L-1 NaCl 3,5% v/v dodecanol 0,6 mol·L-1 NaNO3

pH 5 Dodecano pH 11

Los experimentos se realizaron con agitación simultánea de ambas disoluciones

acuosas mediante un agitador magnético a 900 rpm, calculándose la concentración de

vanadio periódicamente mediante determinación espectrofotométrica a 375 nm

empleando el sistema de análisis por inyección en flujo previamente desarrollado. En la

figura 3.9 se muestra el dispositivo experimental empleado.

Adecuación del sistema FIA

La optimización de las condiciones hidrodinámicas del sistema FIA se llevó a

cabo considerando su posterior adaptación al sistema de membrana líquida de volumen.

M.L.

M

T.R.

D

T R

B.P.

375 nm

A.M.

V.I.

Det.

Figura 3.9. Representación esquemática del sistema desarrollado. A.M.: Agitador magnético; M.L.: Vaso de membrana líquida; M: Muestra; T: Transportador; R: Reactivo ([dPKBH] = 7,0·10-4 mol·L-1; [NaAc/HAc] = 0,1 mol·L-1; 5% etanol); B.P.: Bomba peristáltica; V.I.: Válvula de inyección; T.R.: Tubo de reacción; Det.: Detector y D: Desechos.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

211

Como ya se mostró en dicho proceso, con las condiciones óptimas alcanzadas por el

método símplex modificado se obtenían señales analíticas ligeramente superiores a las

correspondientes tras la optimización univariante. No obstante, a la hora de acoplar el

sistema FIA con el de membrana líquida de volumen se hizo necesario adoptar una

solución de compromiso con el objetivo de que el consumo de muestra y reactivos fuera

lo menor posible. En este sentido, las condiciones hidrodinámicas que se utilizarían para

realizar la optimización del sistema de membrana serían las alcanzadas tras la

optimización univariante. Por tanto, todos los experimentos posteriores se realizarían

utilizando un volumen de muestra de 566 µL, con una longitud del tubo de reacción de

1 m y un caudal de 5,2 mL·min-1.

Una vez establecidas las condiciones iniciales, tanto químicas como

hidrodinámicas del sistema acoplado, se realizaron los experimentos correspondientes.

Para ello, el tiempo transcurrido durante cada experiencia fue de 120 minutos,

realizando medidas por duplicado de la absorbancia a 375 nm cada 30. Como se mostró

en la figura 3.9, cada vez que se vaya a efectuar una medida será necesario retirar un

determinado volumen de la disolución receptora. Para compensar dicha pérdida, es por

lo que en el sistema FIA se utilizaba el canal adicional de transportador. Éste tiene una

composición idéntica a la disolución receptora del sistema de membrana líquida, por lo

que, después de cada inyección de muestra, la disolución que se introduce en el sistema

de membrana líquida no produce contaminación alguna, tan sólo la dilución de la

disolución receptora. Para compensar el efecto de esta dilución, provocado por la

inyección de muestra (566 µL de disolución receptora), se llevó a cabo una corrección

matemática mediante una hoja de cálculo (Microsoft Excel), desarrollada a tal efecto, en

la que los valores sucesivos de absorbancia obtenidos se multiplicaban por el

correspondiente factor de corrección. De este modo, se podía calcular en cada momento

la cantidad de analito que quedaba en la disolución cargada y, por consiguiente, el

porcentaje del mismo extraído.

Para calcular el valor del coeficiente de permeabilidad (P) se utilizó la siguiente

expresión:

[[[[ ]]]] [[[[ ]]]] 0,ln··ln ff

f MtPVQ

M −−−−====−−−−

CAPÍTULO 3

212

donde Q es el área efectiva de membrana en contacto con la disolución cargada (una

corona circular de 10,89 cm2, en nuestro caso), Vf es el volumen de la disolución

cargada (39 mL) y [M] f y [M] f,0 representan las concentraciones de vanadio en la

disolución cargada para cada tiempo de medida e inicial, respectivamente.

Como se muestra en la figura 3.10, representando la variación de – ln [M]f frente

al tiempo se obtiene una relación lineal de cuya pendiente puede calcularse el valor del

coeficiente de permeabilidad (que vendrá expresada en unidades de cm·min-1) para cada

uno de los experimentos realizados. Así, se obtuvo un valor de P = 0,0097 ± 0,0028

cm·min-1, habiéndose realizado el experimento por cuadruplicado, y verificándose con

ello el transporte de vanadio desde la muestra hasta la disolución receptora.

Optimización del sistema de preconcentración de vanadio en agua de mar mediante

membranas líquidas de volumen

Una vez verificado el funcionamiento del sistema, se procedió a la optimización

de las condiciones químicas del mismo para obtener la mayor eficacia posible en el

transporte del ión metálico. Para ello se realizó una estrategia multivariante basada

t (min)

0 30 60 90 120

- ln

[V(I

V)]

f

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

1,00

Figura 3.10. Representación gráfica para el cálculo del coeficiente de permeabilidad.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

213

nuevamente en el método símplex modificado (ver anexo I). En esta ocasión, las

variables a optimizar fueron el pH de las disoluciones cargada y receptora, así como la

concentración del extractante A336. En la tabla 3.6 se muestran los valores para cada

una de las variables de los 4 experimentos que constituían el símplex inicial. En todos

los casos se utilizaban disoluciones cargadas de 35 g·L-1 NaCl y 0,1 mol·L-1 NaAc que

contenían 1 mg·L-1 de vanadio a las que se ajustaba el pH al valor correspondiente a

cada experimento. Éstas se depositaban en el compartimento exterior del vaso. Del

mismo modo, las disoluciones receptoras, que ocupaban el compartimento interior,

consistían en una disolución amoniacal con NaNO3 0,6 mol·L-1 para equilibrar la fuerza

iónica, y al valor de pH indicado para cada experimento. Igualmente, las disoluciones

que actuaban como membrana se preparaban disolviendo A336 en dodecano a la

concentración indicada para cada experiencia, pero siempre con un contenido final de

dodecanol de 3,5% v/v.

Tabla 3.6. Valores para cada una de las variables del símplex inicial.

Vértice pHcargada pHreceptora [A336], mol·L-1

1 3,5 9,5 0,30

2 3,5 8,5 0,50

3 4,5 8,5 0,30

4 4,5 9,5 0,50

El cálculo del coeficiente de permeabilidad se realizaba obteniendo medidas por

duplicado de la absorbancia de la disolución receptora cada 30 minutos durante 2 horas

utilizando el sistema FIA acoplado que se mostró en la figura 3.9.

Una vez establecidas las condiciones iniciales, se optó por el criterio de

comparación de varianzas utilizando el estadístico F para detener el símplex. Como ya

se mencionó, este criterio establece que una vez alcanzado el óptimo las pequeñas

variaciones observadas en las respuestas surgen sólo como consecuencia del error

aleatorio. Esto se observa matemáticamente cuando el cociente entre la varianza de un

determinado símplex y la varianza del método es inferior al valor del parámetro F para

un determinado nivel de probabilidad y grados de libertad. En nuestro caso, cada

símplex estaba formado por cuatro experimentos y la varianza del método se calculó

CAPÍTULO 3

214

repitiendo cuatro veces el mismo experimento (s2 = 2,97·10-5), por lo que de acuerdo

con la tabla 1 del Anexo I, el valor de F para 3 grados de libertad y p = 0,67 es 1,72.

Una vez establecidas las condiciones en las que se iba a llevar a cabo el proceso

de optimización, se realizaron los experimentos que formaban el símplex inicial y,

aplicando las reglas del método símplex modificado para la obtención de las

coordenadas del siguiente vértice, se realizaron los experimentos que se muestran en la

tabla 3.7.

Tabla 3.7. Resultados de la optimización símplex para las variables que controlan el sistema. I: Símplex inicial; R: Reflexión; E: Expansión; C-: Contracción negativa; RE: Reevaluación.

Vértice pHcargada pHreceptora [A336], mol·L-1 P, cm·min-1 Tipo

1 3,5 9,5 0,30 0,00915 I

2 3,5 8,5 0,50 0,02630 I

3 4,5 8,5 0,30 0,00201 I

4 4,5 9,5 0,50 0,03129 I

5 3,2 9,8 0,57 0,04688 R

6 2,5 10,5 0,70 0,01610 E

7 4,0 9,0 0,75 0,02240 R

8 3,8 9,2 0,64 0,01860 C-

9 4,2 10,5 0,64 0,01457 R

10 3,7 9,0 0,53 0,02284 C-

11 3,8 9,7 0,43 0,02387 R

12 4,0 10,3 0,47 0,01498 R

13 3,8 9,3 0,52 0,01126 C-

14 3,9 9,4 0,63 0,02622 R

15 3,9 9,8 0,61 0,01683 R

16 3,2 9,8 0,57 0,04987 RE5

17 3,9 9,7 0,59 0,01832 R

18 4,5 9,5 0,50 0,02609 RE4

En la tabla 3.8 se muestran los distintos símplex que se fueron formando,

indicando los experimentos que componían cada uno de ellos, el valor medio de la

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

215

función respuesta obtenida (Permeabilidad), la varianza correspondiente a cada símplex

así como el valor del estadístico F.

Tabla 3.8. Progreso del símplex. Pm: Permeabilidad media del símplex; Ss2: Varianza del

símplex.

Nº Símplex Experimentos Pm, cm·min-1 Ss2 F

1 1, 2, 3 y 4 0,01719 1,92·10-4 6,46

2 1, 2, 4 y 5 0,02840 2,42·10-4 8,15

3 2, 4, 5 y 8 0,03077 1,43·10-4 4,81

4 4, 5, 8 y 10 0,02990 1,56·10-4 5,25

5 4, 5, 10 y 11 0,03122 1,23·10-4 4,14

6 4, 5, 11 y 13 0,02832 2,21·10-4 7,44

7 4, 5, 13 y 14 0,02891 2,16·10-4 7,27

8 4, 13, 14 y 16 0,02966 2,54·10-4 8,55

9 14, 16, 17 y 18 0,03012 1,87·10-4 6,30

Los resultados de esta tabla muestran que el valor más pequeño obtenido para el

cociente entre las varianzas (4,14) estaba aún alejado del valor crítico (1,72) que

permite parar el símplex. No obstante, observando las condiciones que se muestran en la

tabla 3.7 para cada uno de los experimentos, se puede comprobar cómo a partir del

experimento 12 las variaciones que se producen para cada una de las variables son muy

pequeñas. Este hecho nos hacía pensar que el sistema podía encontrarse en la región de

máxima respuesta. Para verificar esta hipótesis se procedió a realizar la representación

gráfica de las curvas de respuesta que se obtenían cuando se relacionaban dos a dos

cada una de las variables que controlaban el sistema. En este sentido, en la figura 3.11

se muestra la curva de respuesta que se obtuvo para la Permeabilidad en función del pH

de las disoluciones cargada y receptora. Como se puede observar, ésta presenta una

cresta, que coincide con la máxima Permeabilidad, y que se corresponde con los valores

de pH para las disoluciones cargada y receptora que indicaba el experimento 5 del

símplex (pHcargada = 3,2 y pHreceptora = 9,8).

CAPÍTULO 3

216

En la figura 3.12 se presenta una gráfica similar, en la que en esta ocasión se

muestra la curva de respuesta obtenida cuando se representaba la concentración molar

de la disolución utilizada como membrana (A336) frente al pH de la disolución cargada.

Igual que para el caso anterior, las condiciones para las que se obtiene la máxima

Permeabilidad coinciden con las del experimento 5 del símplex para estas variables

(pHcargada = 3,2 y [A336] = 0,57 mol·L-1). Asimismo en esta figura podemos observar

cómo, en las condiciones estudiadas, la concentración de extractante es la variable que

menos afecta a la permeabilidad del sistema.

Figura 3.11. Superficie de respuesta obtenida para la Permeabilidad en función del pH de la disolución cargada (pHcargada) y receptora (pHreceptora).

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

8

9

10

2

3

P

pHre

cept

ora

pHcargada

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

217

Por último, en la figura 3.13 se representan las otras dos variables que restaban

por comparar, el pH de la disolución receptora y la concentración de la disolución

utilizada como membrana. De nuevo volvían a confirmarse los resultados obtenidos en

los casos precedentes, obteniéndose el valor máximo de Permeabilidad para las

condiciones que indicaba para estas variables el experimento 5 del símplex (pHreceptora =

9,8 y [A336] = 0,57 mol·L-1).

Así pues, como en un principio parecía desprenderse de los resultados obtenidos,

podemos detener el proceso de optimización sin cometer errores significativos, siendo

atribuible el incumplimiento del test F-Fischer a la baja varianza del sistema de

separación, anomalía ésta muy frecuente en sistemas de alta reproducibilidad. Por tanto,

de los resultados obtenidos se puede concluir que las condiciones químicas óptimas para

el sistema de membrana estudiado se corresponden con las indicadas por el experimento

Figura 3.12. Superficie de respuesta obtenida para la Permeabilidad en función del pH de la disolución cargada (pHcargada) y la concentración de la disolución de la membrana (A336).

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

2

3

4

0,40

0,60

P

pHca

rgad

a

[A336], M

CAPÍTULO 3

218

5 del símplex: pHcargada = 3,2; pHreceptora = 9,8 y [A336] = 0,57 mol·L-1. De aquí en

adelante, todas las experiencias se llevarían a cabo utilizando dichas condiciones.

En esta ocasión, como se ha comentado, el criterio de comparación de las

varianzas no se utilizó para determinar el momento en el que se podía detener el

símplex. Sin embargo, sí podía utilizarse otro de los criterios que permite llegar a tal fin,

como es el de establecer una distancia mínima entre los vértices (Anexo I). Según este

criterio, a medida que el sistema va progresando hacia las condiciones óptimas, las

coordenadas de los sucesivos vértices estarán cada vez más próximas. Por tanto, se

puede definir un límite inferior para el cambio de éstas tomando una fracción del

tamaño de paso original. En este sentido, teniendo en cuenta que las condiciones de

partida para establecer los cuatro experimentos que componían el símplex inicial fueron

las que se muestran en la tabla 3.9, si se adoptase como criterio para detener la búsqueda

una variación del 10% del tamaño de paso original de las variables, el resultado sería

idéntico.

Figura 3.13. Superficie de respuesta obtenida para la Permeabilidad en función del pH de la disolución receptora (pHreceptora) y de la disolución utilizada como membrana (A336).

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

8

9

10

0,20

0,400,60

P

pHre

cept

ora

[A336], M

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

219

Tabla 3.9. Condiciones iniciales para las tres variables del símplex.

Variable Valor inicial Paso

pHcargada 4 1

pHreceptora 9 1

[A336], mol·L-1 0,40 0,20

De los datos que se mostraban en la tabla 3.7 se observa que para los

experimentos 13, 14 y 15 se cumplía el último criterio adoptado para las distintas

variables. Así, en el símplex número 7 que se mostraba en la tabla 3.8 ya se habrían

alcanzado las condiciones óptimas. Dado que éste estaba formado por los experimentos

4, 5, 13 y 14 y que de ellos, el experimento 5 era el que mostraba el valor más alto de

Permeabilidad, las condiciones establecidas por éste para cada una de las variables se

consideraron las óptimas. Estos resultados confirman los que ya se han descrito

previamente mediante las representaciones gráficas de las curvas de respuesta. Por

tanto, las condiciones químicas a las que se efectuarán las siguientes experiencias serán:

pHcargada = 3,2

pHreceptora = 9,8

[A336] = 0,57 mol·L-1

Velocidad de agitación

Una vez optimizadas las condiciones químicas del sistema de preconcentración,

se procedió a estudiar la influencia de la velocidad de agitación, utilizándose para ello

las condiciones optimizadas anteriormente. Se realizaron diversas experiencias en las

que se varió la velocidad de agitación entre 500 y 1.000 rpm. En cada una de ellas se

calculó el valor del coeficiente de Permeabilidad del sistema realizando medidas por

duplicado de la absorbancia de la disolución receptora cada 30 minutos durante dos

horas. Los resultados obtenidos, que se muestran en la figura 3.14, indicaban un

aumento progresivo de la Permeabilidad del sistema con la velocidad de agitación hasta

900 rpm. Cuando se ensayaron velocidades superiores se observó que a los pocos

CAPÍTULO 3

220

minutos de comenzar la experiencia se producía la rotura de la membrana provocando la

mezcla de ambas disoluciones acuosas.

Por tanto, se seleccionó como velocidad de agitación óptima 900 rpm.

Rendimiento del sistema de membrana líquida

Al objeto de conseguir la máxima eficacia en el proceso de transporte y

preconcentración del analito mediante el sistema desarrollado, se estudió el tiempo que

era necesario mantener la agitación en el sistema de membrana para alcanzar su máximo

rendimiento. Para ello, se estudió la variación en el porcentaje de extracción del analito

con el tiempo durante tres horas, realizando medidas espectrofotométricas cada 30

minutos de la disolución receptora resultante mediante el sistema FIA acoplado que se

mostraba en la figura 3.9. En este punto hay que indicar que los sucesivos valores de

absorbancia obtenidos a partir de la primera medida se corregían para considerar el

efecto de dilución que se producía en la disolución receptora. En la figura 3.15 se

muestran los resultados obtenidos para los experimentos realizados en condiciones

óptimas. Como se puede observar, transcurridos 150 minutos ya se alcanzaba el 100%

Figura 3.14. Influencia de la velocidad de agitación.

Vel. agitación (rpm)

400 500 600 700 800 900 1000

P (

cm·m

in-1

)

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

221

de extracción-reextracción, lo que puede permitir la utilización del sistema de

membrana líquida desarrollado como herramienta de preconcentración de vanadio en

muestras salinas con la máxima eficacia. En estas condiciones, y considerando las

características del diseño del dispositivo de membrana utilizado, se obtuvo un factor de

preconcentración para el vanadio de 1,625, pudiendo éste aumentarse de forma sencilla

mediante la variación de los volúmenes de la celda utilizada.

A continuación se estudió el comportamiento del sistema de preconcentración

cuando éste se aplicaba al análisis de muestras reales, ya que en éstas el efecto de la

matriz de las mismas podría modificar el tiempo optimizado previamente. En este

sentido, se utilizaron tres muestras de agua de mar a las que se les habían adicionado

previamente 100 µg·L-1 de vanadio ajustando posteriormente sus valores de pH a 3,2. A

continuación, y al objeto de establecer el tiempo necesario para que el proceso de

transporte y preconcentración del analito fuera completo, se realizaron medidas

espectrofotométricas de la disolución receptora resultante cada 30 minutos durante 210

minutos utilizando el sistema FIA acoplado. En la figura 3.16 se muestran los resultados

Figura 3.15. Extracción de vanadio en función del tiempo con el sistema de Membrana Líquida de Volumen (MLV).

t, min

0 30 60 90 120 150 180

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

CAPÍTULO 3

222

que se obtuvieron y, como se puede observar, al cabo de 180 minutos el proceso

concluía, obteniéndose un porcentaje de extracción para vanadio de 100%. Estos

resultados indicaban, como ya se ha mencionado anteriormente, la necesidad de

aumentar el tiempo de agitación del sistema para alcanzar la misma eficacia que con las

disoluciones salinas preparadas en el laboratorio. Igualmente, teniendo en cuenta las

dimensiones del vaso de membrana utilizado, el factor de preconcentración es 1,625.

Características analíticas del sistema acoplado FIA-MLV

Todos los ensayos se realizaron empleando las condiciones hidrodinámicas

optimizadas para el sistema FIA por el método univariante, esto es, un volumen de

muestra de 566 µL, un tubo de reacción de un metro de longitud y un caudal para el

transportador de 5,2 mL·min-1.

En primer lugar se estudió el intervalo de concentración de vanadio para el cual

la relación entre ésta y la absorbancia era lineal. En este sentido, se prepararon una serie

de disoluciones de amoníaco 0,1 mol·L-1 en nitrato sódico 0,6 mol·L-1 a las que se

Figura 3.16. Extracción de vanadio en función del tiempo con el sistema de Membrana Líquida de Volumen (MLV) en muestras reales.

t, min

0 30 60 90 120 150 180 210

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

223

variaba la concentración final de vanadio y posteriormente se realizaba su medida

espectrofotométrica a 375 nm frente a su blanco correspondiente. Como se muestra en

la figura 3.17, éstos presentaban un comportamiento lineal hasta 3 mg·L-1 de vanadio.

Dicha concentración marcaba, por tanto, el final del intervalo de aplicabilidad.

En este intervalo, la ecuación de ajuste para la recta de calibrado que regía el

comportamiento del sistema tenía la siguiente expresión:

A = 0,0341 (± 0,0003) [V] + 0,0229 (± 0,0005) r2 = 0,99996

En dicha ecuación, los intervalos de confianza para la pendiente y la ordenada en

el origen se calcularon como tsa y tsb, siendo sb y sa las desviaciones estándar relativas

para la pendiente y la ordenada en el origen, respectivamente, y t es el parámetro de la

distribución de Student para n-2 grados de libertad al 95% de confianza (p = 0,05).

Posteriormente se procedió al cálculo del límite de detección del método FIA

construyendo diversas rectas de calibrado para varios intervalos de concentración de

Figura 3.17. Intervalo de linealidad para Vanadio. [dPKBH] = 7,0·10-4 mol·L-1; [NaAc/HAc] = 0,1 mol·L-1; 5% etanol.

[V], mg·L-1

0 1 2 3 4 5

A

0.00

0.04

0.08

0.12

0.16

CAPÍTULO 3

224

vanadio. En la tabla 3.10 se muestran los parámetros de ajuste de las rectas de regresión

obtenidas para los diferentes intervalos estudiados. Cada una de ellas se construyó con

al menos cinco puntos, realizándose las medidas por triplicado. Para calcular el límite

de detección se utilizó el criterio del cociente entre tres veces la desviación estándar de

la ordenada en el origen y la pendiente de la recta, obteniéndose un valor de 8 µg·L-1

para el sistema FIA desarrollado. Dicho límite de detección se verá disminuido en

función del factor de preconcentración alcanzado en la etapa de separación por

membrana.

Tabla 3.10. Intervalos de concentración empleados para calcular el límite de detección.

Intervalo (mg·L-1) Ordenada

en el origen Pendiente R2 asa

asb

L.D.

(mg·L-1)

0 – 3 0,0229 0,0341 0,9999 0,0002 0,0001 0,015

0 – 2 0,0132 0,0355 0,9996 0,0004 0,0004 0,034

0 – 1 6,0·10-5 0,0390 0,9999 0,0001 0,0002 0,008

a sa y sb son las desviaciones estándar de la ordenada en el origen y la pendiente, respectivamente.

Por último, se calculó la precisión del método analizando en las condiciones ya

optimizadas once disoluciones de hidróxido amónico 0,1 mol·L-1 en nitrato sódico 0,6

mol·L-1 que contenían 1 mg·L-1 de vanadio cada una. Los resultados que se obtuvieron

se muestran en la figura 3.18. El valor de la desviación estándar relativa para estas

condiciones fue 2,72%, lo cual indicaba una buena repetitividad en las medidas y, por

tanto, la adecuación del sistema desarrollado.

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

225

3.2.4. Aplicación a muestras reales

Una vez que se obtuvieron las condiciones más adecuadas para que tuviera lugar

el proceso de preconcentración del ión metálico y su posterior cuantificación mediante

el sistema FIA desarrollado, se procedió a verificar su aplicabilidad. En este sentido, en

primer lugar se procedió al análisis de un material de referencia certificado al objeto de

comprobar su exactitud. Posteriormente, y una vez comprobada la adecuación del

método desarrollado, éste se aplicó para cuantificar la concentración de vanadio en

muestras de diferente composición.

Como se ha mencionado anteriormente, la exactitud del método se verificó

mediante el análisis de un material de referencia certificado, en concreto TMDA-62,

suministrado por el Instituto Nacional de Investigación del Agua (NWIR) de Canadá.

Éste consistía en una muestra acuosa del lago Ontario, cuyos contenidos de los

diferentes elementos traza certificados se muestran en la tabla 3.11.

Réplica

0 2 4 6 8 10 12

∆A

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

Réplica

0 2 4 6 8 10 12

∆A

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

Figura 3.18. Precisión de las medidas.

CAPÍTULO 3

226

Tabla 3.11. Valores certificados para los elementos de TMDA-62.

Metal [M], µg·L-1 Metal [M], µg·L-1 Metal [M], µg·L-1

Aluminio 92,3 ± 15,6 Cobre 106 ± 10,7 Níquel 97,8 ± 8,77

Antimonio 57,7 ± 11,1 Cromo 93,0 ± 9,41 Plomo 98,7 ± 10,9

Arsénico 51,7 ± 7,24 Estroncio 117 ± 10,0 Selenio 50,1 ± 7,37

Bario 115 ± 9,26 Hierro 121 ± 16,5 Talio 51,2 ± 4,30

Berilio 53,7 ± 6,43 Litio 56,3 ± 6,72 Uranio 52,1 ± 4,92

Cadmio 89,9 ± 8,69 Manganeso 103 ± 9,90 Vanadio 108 ± 8,19

Cobalto 100 ± 7,94 Molibdeno 97,6 ± 9,18 Zinc 110 ± 15,5

De esta muestra se tomaron dos alícuotas diferentes y se analizaron utilizando el

sistema acoplado FIA-MLV en las condiciones ya optimizadas. De este modo,

transcurridos los 180 minutos necesarios para la preconcentración y separación del

analito, se determinó su concentración mediante lectura espectrofotométrica a 375 nm,

por triplicado, de la disolución receptora. En la tabla 3.12 se muestran los resultados que

se obtuvieron, indicándose además del valor medio para la concentración de vanadio y

la incertidumbre asociada a ésta expresada en forma de desviación estándar, el error

cometido. Como se puede observar, se obtuvieron excelentes resultados, confirmando

así la validez del método desarrollado para la determinación del contenido de vanadio

en muestras medioambientales.

Tabla 3.12. Resultados obtenidos del análisis de TMDA-62.

Muestra [V] certificada, µg·L-1 [V] encontrada, µg·L-1 εεεεr (%)

TMDA-62 108 ± 8,19 108,7 ± 10,2 0,65

Una vez verificado el método, se procedió a su aplicación para el análisis de

muestras diferentes. Para ello, se prepararon inicialmente diversas disoluciones que

contenían 35 g·L-1 de NaCl en NaAc 0,1 mol·L-1 y con distintas concentraciones de

vanadio ajustando previamente su pH a 3,2. Éstas se ponían en contacto a través de la

membrana (la disolución de A336 0,57 mol·L-1 disuelto en dodecano y con el 3,5% v/v

de dodecanol) con la disolución receptora, que estaba formada por hidróxido amónico

0,1 mol·L-1 en nitrato sódico 0,6 mol·L-1 a pH 9,8. En estas condiciones se montaba el

Monitorización de vanadio en ecosistemas acuáticos

227

sistema de membrana agitando ambas disoluciones acuosas mediante un agitador

magnético a 900 rpm durante 150 minutos. Transcurrido este tiempo, se realizaba la

correspondiente medida espectrofotométrica a 375 nm con el sistema FIA acoplado.

Cada disolución se medía al menos por triplicado, mostrándose los resultados que se

obtuvieron tras dividir por el factor de preconcentración del vaso utilizado (1,625), en la

tabla 3.13. En ésta aparecen, además de la desviación estándar (s) para las medidas y el

error relativo cometido, los valores para el parámetro t de la distribución de Student

calculados para comparar los resultados experimentales con los valores de

concentración iniciales. Este parámetro adopta un valor de 4,30 para 2 grados de

libertad y una probabilidad del 95%. Como se puede observar, en ningún caso se

obtuvieron valores superiores al tabulado, lo que indicaba que no existían diferencias

estadísticamente significativas entre la media experimental y la concentración inicial.

Por tanto, no se apreciaban errores sistemáticos en el sistema desarrollado.

Tabla 3.13. Resultados obtenidos para distintas disoluciones de vanadio con el sistema desarrollado.

[V] añadido, mg·L-1 [V] encontrado, mg·L-1 s εεεεr (%) t

1,000 0,998 0,015 -0,2 0,23

0,430 0,428 0,007 -0,5 0,49

0,170 0,163 0,014 -4,1 0,87

Por último, se realizó la medida de dos muestras de agua de mar procedentes de

las bahías de Cádiz y Huelva, respectivamente. De cada una de ellas se tomaron dos

réplicas a las que se adicionó la misma cantidad de vanadio que se utilizó anteriormente,

esto es, 100 µg·L-1. Cada réplica se sometió al proceso de preconcentración utilizando el

sistema de membrana y, transcurridos 180 minutos, se realizaban las correspondientes

lecturas espectrofotométricas a 375 nm de las respectivas disoluciones receptoras. Las

medidas de absorbancia por triplicado efectuadas se transformaban posteriormente en

concentración de vanadio a partir de las ecuaciones de las rectas de regresión preparadas

al efecto. Por último, se dividían por el factor de preconcentración del sistema (1,625)

para obtener de este modo la concentración de vanadio existente en cada muestra. Para

CAPÍTULO 3

228

confirmar los resultados obtenidos, también se midieron por espectroscopia de

absorción atómica de llama cada una de las réplicas utilizadas. En la tabla 3.14 se

muestran los resultados que se obtuvieron tras analizar las muestras por espectroscopia

de absorción atómica de llama y mediante el método propuesto. Como se puede

observar, para ambas se obtuvieron errores relativos similares cuando se comparó la

concentración encontrada por el método con la obtenida mediante FAAS. Además, éstos

fueron inferiores al 5%, lo que ponía de manifiesto la adecuación del método acoplado

FIA-MLV aquí desarrollado para la cuantificación de vanadio en muestras salinas. Por

último, los valores del estadístico t para la comparación de las medias experimentales

son inferiores a los tabulados (t = 2,78 para n = 4 y α = 0,05), lo que de nuevo pone de

manifiesto la ausencia de diferencias estadísticamente significativas entre las medidas.

Tabla 3.14. Resultados obtenidos en el análisis de vanadio en muestras de agua de mar.

Muestra Vañadido (µg·L-1) Vencontrado (µg·L-1)a Vencontrado (µg·L-1)b εεεεr (%) t (95%)

Cádiz 100 132,4 ± 8,3 126,8 ± 11,0 - 4,23 0,70

Huelva 100 150,8 ± 7,4 143,8 ± 9,4 - 4,64 1,01 a Medido por FAAS.

b Este método.

CAPÍTULO 4. NUEVOS SISTEMAS QUÍMICOS PARA LA

PRECONCENTRACIÓN DE TRAZAS DE COBRE EN

MUESTRAS ACUOSAS. IMPLEMENTACIÓN AL ANÁLISIS ON-

L INE

CAPÍTULO 4

230

1. INTRODUCCIÓN

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

2.1. MÉTODO DE DETERMINACIÓN EN CONTINUO

2.2. MÉTODO DE DETERMINACIÓN POR PRECONCENTRACIÓN

2.3. MÉTODO DE PRECONCENTRACIÓN POR TÉCNICAS

EXTRACTIVAS MEDIANTE EL USO DE 1,2-CHBBH

2.3.1. Ensayos Preliminares

2.3.2. Extracción de cobre

2.3.3. Reextracción de cobre

2.3.4. Aplicación

2.3.5. Utilización de 1,2-CHBBH como transportador de cobre en

sistemas de membranas líquidas

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. MÉTODO DE DETERMINACIÓN EN CONTINUO

3.1.1. Optimización Univariante

3.1.2. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex

Modificado (MSM)

3.1.3. Validación del método

3.1.4. Aplicación

3.2. MÉTODO DE DETERMINACIÓN POR PRECONCENTRACIÓN

3.2.1. Estudios Preliminares

3.2.2. Optimización Univariante

3.2.3. Optimización Multivariante mediante el MSM

3.2.4. Validación del método

3.2.5. Sistema de Membrana Líquida de Volumen

Análisis de cobre en muestras acuosas

231

3.3. MÉTODO DE PRECONCENTRACIÓN POR TÉCNICAS

EXTRACTIVAS MEDIANTE EL USO DE 1,2-CHBBH

3.3.1. Ensayos Previos

3.3.2. Extracción de cobre

3.3.3. Reextracción de cobre

3.3.4. Aplicación

3.3.5. Utilización de 1,2-CHBBH como transportador de cobre en

sistemas de membranas líquidas

CAPÍTULO 4

232

En el capítulo 2 de la presente memoria se han mostrado los estudios que se

llevaron a cabo para el desarrollo, optimización y validación de un nuevo método

espectrofotométrico para el análisis de cobre en muestras acuosas mediante su reacción

con dPKBH.

En este capítulo, los trabajos realizados, que se presentan a continuación, se

llevaron a cabo con los siguientes objetivos: En primer lugar, para minimizar posibles

problemas de contaminación como consecuencia de la manipulación de las muestras así

como para reducir el consumo tanto de muestras como reactivos, se desarrolló un

método que permitiera la determinación on-line y en continuo de cobre en muestras

salinas mediante el análisis por inyección en flujo, FIA. En segundo lugar, y dado que

los niveles de concentración en los que se encuentra el analito en este tipo de muestras

son del orden de los µg·L-1, era necesario desarrollar un método que tuviera un límite de

detección inferior a éstos para que fuera aplicable al mayor número de muestras reales

posible. En este sentido, se utilizó un sistema de membrana líquida de volumen, el cual

permite evitar los efectos no deseados producidos por matrices complejas, o bien

mejorar los niveles de sensibilidad mediante la preconcentración del metal a analizar

previa a su medida. Dicho sistema ha sido previamente desarrollado y aplicado

satisfactoriamente, por lo que tan sólo se describirán las distintas experiencias llevadas a

cabo para la puesta a punto del nuevo sistema acoplado (FIA-MLV) así como los

resultados obtenidos, habiéndose enfocado los estudios hacia el análisis de muestras

salinas. Por último, se describirán las distintas experiencias realizadas para poner a

punto un nuevo método de determinación de cobre en muestras acuosas mediante el uso

de técnicas de preconcentración. En este caso se ha estudiado la aplicación de un nuevo

reactivo tipo hidrazona, más concretamente una bis-aroílhidrazona derivada de cetonas

cíclicas, la 1,2-ciclohexanodiona-bisbenzoílhidrazona (1,2-CHBBH). Este agente será la

base de funcionamiento de los sistemas de preconcentración que se proponen, que

fundamentalmente consistirán en la utilización de la extracción con disolvente,

pudiéndose igualmente ampliar ésta al campo de las membranas líquidas.

Análisis de cobre en muestras acuosas

233

1. INTRODUCCIÓN

Hoy día nos encontramos con una gran cantidad de métodos analíticos que se

han desarrollado para determinar la concentración de metales en todo tipo de matrices.

Actualmente, muchos de los estudios están centrados en la determinación de éstos en

muestras medioambientales, lo que ha dado lugar a la utilización de técnicas analíticas

muy sensibles, cada vez más sofisticadas y complejas (cromatografía líquida de alta

resolución, voltamperometría de redisolución, espectrometría de masas acoplada a

plasma analítico, etc.). No obstante, además de las importantes ventajas, éstas presentan

algunos inconvenientes operacionales, además de su excesivo coste, tanto de

adquisición como de mantenimiento. En este sentido, el desarrollo de métodos basados

en técnicas más asequibles como las espectroscópicas no debe descartarse (absorción

atómica de llama y electrotérmica, emisión atómica, espectrofotometría UV/visible,

fluorescencia). En muchos casos, estas técnicas carecen de la suficiente sensibilidad

como para poder determinar la concentración del analito o analitos de interés, por lo que

es habitual encontrar métodos en los que previamente se tiene que realizar una etapa de

separación y preconcentración. Esta necesidad se acentúa si se trata de muestras con

matrices complejas, como es el caso del agua de mar, en las que además de existir los

analitos en concentraciones muy bajas, los efectos provocados por la matriz de la

muestra hacen aún más difícil su determinación. Para tratar de minimizar este problema

nos encontramos con una amplia gama de métodos de separación, como aquellos en los

que se utilizan columnas intercambiadoras, en las cuales se separa, concentra y

posteriormente eluye el analito de interés previamente a su medida. Otra alternativa a

las columnas intercambiadoras es la extracción con disolvente. En este caso, se ponen

en contacto alícuotas de la muestra con un disolvente orgánico apropiado para que el

analito se separe y concentre en la fase orgánica (proceso que se puede repetir varias

veces) donde posteriormente se analiza. En otras ocasiones, el analito presente en la fase

orgánica se reextrae con una disolución acuosa apropiada en la que posteriormente se

determina su concentración. En este último caso, se realizan en general dos procesos por

separado: en primer lugar, el analito pasa desde la muestra hasta el reactivo orgánico y,

el segundo proceso consiste en la reextracción de éste desde la fase orgánica hasta una

disolución acuosa más apropiada para su análisis. En los últimos años, este proceso ha

CAPÍTULO 4

234

dado lugar a la aparición de métodos analíticos basados en la utilización de las

membranas líquidas, en las cuales tienen lugar simultáneamente ambos procesos. Como

ya se ha mencionado, éstas poseen la ventaja de minimizar la manipulación de las

muestras con el consiguiente beneficio sobre la posible contaminación de las mismas.

A continuación se describirán brevemente algunos de los reactivos que más se

han utilizado para la extracción de cobre. En este sentido, hay que señalar que el

desarrollo de éstos se ha visto favorecido en gran medida desde dos perspectivas que

pueden considerarse contrapuestas. Por una parte, el creciente interés por reducir la

contaminación ambiental provocada por las descargas y depósitos de efluentes

industriales conteniendo metales contaminantes. Esto ha provocado la implantación de

una legislación cada vez más estricta y severa, que ha obligado a considerar los

tratamientos de los efluentes como una parte crucial de la mayoría de los procesos

industriales. Por otra, por el interés económico que puede reportar a una determinada

industria la recuperación de determinados metales de sus efluentes mediante reciclado,

como es el caso del cobre. Así, para su recuperación de lixiviados ácidos y amoniacales

se ha desarrollado un grupo de reactivos que consisten en oximas derivadas de cetonas o

aldehídos como sustancias activas y que forman la denominada serie LIX. En la figura

4.1 se muestra de manera esquemática la estructura básica de este tipo de compuestos

como extractantes de cobre.

A

NOH

C

R

OH

Figura 4. 1. Estructura química general de oximas. A y R representan los diferentes sustituyentes.

Análisis de cobre en muestras acuosas

235

De este modo, Kyuchoukov y col. emplearon LIX 84 (sustancia activa: 2-

hidroxi-5-nonilacetofenona oxima), LIX 54 (sustancia activa: 1-fenildecanona-1,3-

diona) y la mezcla de ambos, disueltos en keroseno, para extraer cobre de disoluciones

amoniacales, encontrando que la extracción de cobre seguía el orden222: LIX 84 > LIX

84 + LIX 54 > LIX 54. También utilizaron LIX 84 para la recuperación de cobre de

lixiviados sulfurosos Sahu y col., consiguiendo su extracción prácticamente completa en

dos etapas223. Para la separación de cobre, níquel y zinc en lixiviados amoniacales,

Reddy y Priya emplearon LIX 84 I (sustancia activa: 2-hidroxi-5-t-nonilacetofenona

oxima), encontrando que ésta estaba controlada por el pH en el equilibrio224. De este

modo, a pH 4 se producía la extracción cuantitativa de cobre, siendo insignificante para

níquel y zinc. En esta ocasión también eran necesarias dos etapas y una relación

volumétrica entre las fases acuosa y orgánica de 5:1. Lazarova y Lazarova emplearon

diferentes tipos de reactivos LIX para comparar, mediante un estudio cinético, la

extracción de cobre de disoluciones acuosas de ácido nítrico225. De los reactivos que

estudiaron, encontraron que las constantes de reacción disminuían siguiendo el orden:

LIX 860N-I > LIX 984N > LIX 84-I > LIX 65N. El desarrollo de esta serie de reactivos

ha estado ligado a su utilización en diversas industrias para la recuperación del metal,

por lo que tras su extracción en la fase orgánica era necesaria una etapa posterior de

reextracción en una disolución acuosa adecuada, habitualmente ácido sulfúrico. De ahí

que se hayan propuesto la utilización de mezclas de estos reactivos para mejorar la

eficacia del proceso completo: extracción-reextracción. En este sentido, Sastre y

Szymanowski realizaron una revisión sobre el efecto que provocaba en las propiedades

de extracción de cobre la adición de modificadores a distintas hidroxioximas226.

Además de este tipo de compuestos, se han utilizado otros cuya composición es

similar a los anteriores, como el caso del 4-cloro-N-8-quinolilbencenosulfonamida

222 Kyuchoukov, G.; Bogacki, M.; Szymanowski, J. Copper extraction from ammoniacal solutions with LIX 84 and LIX 54. Ind. Eng. Chem. Res., 37, 4084, 1998. 223 Sahu, S.K.; Agrawal, A.; Pandey, B.D.; Kumar, V. Recovery of copper, nickel and cobalt from the leach liquor of a sulphide concentrate by solvent extraction. Minerals Eng., 17, 949, 2004. 224 Reddy, B.R.; Priya, D.N. Process development for the separation of copper(II), nickel(II) and zinc(II) from sulphate solutions by solvent extraction using LIX 84I. Sep. Pur. Tech., 45, 163, 2005. 225 Lazarova, Z.; Lazarova, M. Kinetics aspects of Copper-LIX extraction from nitrate/nitric acid aqueous solutions. Solvent Extr. Ion. Exch., 25, 619, 2007. 226 Sastre, A.M.; Szymanowski, J. Discussion of the physicochemical effects of modifiers on the extraction properties of hydroxyoximes. A review. Solvent Extr. Ion Exch., 22(5), 737, 2004.

CAPÍTULO 4

236

disuelto en tolueno227. Con este reactivo se consigue la extracción cuantitativa de cobre

en condiciones muy ácidas. Otro tipo de compuestos que se han ensayado como

posibles extractantes de cobre han sido diversos ácidos fenilcarboxílicos disueltos en

octanol o benceno. Así, Yamada y col. encontraron que el ácido 2-fenilbutanóico

disuelto tanto en benceno como en octanol era el mejor extractante de cobre de los que

ensayaron228. En otras ocasiones se han empleado derivados organofosforados, como el

caso de Cyanex 923, el cual fue utilizado por Gupta y col. para la extracción selectiva

de cobre en lixiviados ácidos de nódulos de mar229, o Cyanex 302, el cual se ha

empleado disuleto en queroseno por El-Hefny y Daoud para la extracción de cobre de

diferentes medios acuosos230. Por último, también se ha utilizado la formación de pares

iónicos para aumentar la selectividad de la extracción. En este sentido, Oshima y col.

estudiaron el comportamiento de varias bases de Schiff como extractantes de cobre

mediante formación de pares iónicos231. Los autores encontraron que N,N´-bis(2-

quinolilmetiliden)-1,3-diimino-2,2-dimetilpropano (BQMP) podía utilizarse para la

extracción selectiva de cobre de otros iones divalentes.

En los estudios mencionados hasta ahora, además de las ventajas en cuanto a la

selectividad de la extracción de cobre existen distintos inconvenientes, entre los que se

pueden citar, entre otros: la necesidad de repetir varias veces la extracción para

conseguir la recuperación completa del analito, lo cual lleva asociado un consumo

elevado de reactivos y disolventes; realizar un control estricto de las condiciones de

acidez del sistema para obtener buenas separaciones; pérdidas de agente extractante;

solubilidad de éstos en la fase acuosa o su resistencia a la hidrólisis. Por otra parte, el

desarrollo de estos compuestos se ha enfocado, desde el punto de vista industrial, a la

posterior recuperación del analito de la fase orgánica, lo que ha llevado en muchas

ocasiones a la pérdida de selectividad en la extracción para ganar en extractabilidad.

227 Almela, A.; Huebra, M.; Elizalde, M.P.; Menoyo, B. Copper(II) extraction by 4-chloro-N-8-quinolinylbenzenesulfonamide dissolved in toluene. J. Chem. Technol. & Biotechnol., 79, 299, 2004. 228 Yamada, H.; Naito, T.; Miwa, K.; Yamada, S.; Wada, H. Comparison of 1-octanol with benzene in the extraction of copper(II) with various phenylcarboxylic acids. Anal. Sci., 15, 773, 1999. 229 Gupta, B.; Deep, A.; Singh, V.; Tandon, S.N. Recovery of cobalt, nickel and copper from sea nodules by their extraction with alkylphosphines. Hydrometallurgy, 70, 121, 2003. 230 El-Hefni, N.E.; Daoud, J.A. Extraction of copper(II) by Cyanex 302 in kerosene from different aqueous media. Solvent Ext. Ion. Exch., 25, 831, 2007. 231 Oshima, S.; Hirayama, N.; Kubono, K.; Kokusen, H.; Honjo T. Structural control of schiff base ligands for selective extraction of copper(II). Anal. Sci., 18, 1351, 2002.

Análisis de cobre en muestras acuosas

237

Desde el punto de vista del análisis medioambiental, también se ha utilizado la

extracción con disolvente para el análisis de cobre. Algunos ejemplos se encuentran en

los trabajos realizados por Watanabe y col., en los que los autores estudiaron el efecto

de la adición de oxalato sódico y pirofosfato sódico como agentes enmascarantes para la

separación de cobre(II) y hierro(III) mediante la extracción continua por disolvente

empleando 8-hidroxiquinoleína disuelta en cloroformo232. Encontraron que tras la

adición de pirofosfato sódico, la extracción de cobre era del 99% cuando se utilizaba la

extracción con disolvente en modo continuo. Teixeira y col. desarrollaron un sistema

automático para llevar a cabo la separación y preconcentración de cobre mediante

extracción líquido-líquido en muestras de aguas de río y lagos233. El método estaba

basado en la formación del complejo de cobre(II) con 1-(2-piridilazo)naftol (PAN) en

metilisobutil cetona (MIBK) y su posterior determinación mediante la técnica de

voltamperometría de redisolución anódica. Utilizando una relación volumétrica entre las

fases acuosa y orgánica 1:10 lograron un límite de detección para cobre(II) de 5 µg·L-1.

Para concluír, otro grupo de reactivos empleados en la extracción por disolvente de

cobre han sido los derivados del ácido fosfórico. Así, Tao y Nagaosa estudiaron la

extracción de cobre por el ácido di-2-metilnonilfosfórico (DMNPA) disuelto en

dodecano, tolueno y 1-octanol234. Los autores encontraron que la extracción del metal

dependía del disolvente utilizado y que ésta disminuía en el orden dodecano > 1-octanol

> tolueno. También obtuvieron una mayor eficacia en la extracción con DMNPA

cuando lo compararon con el ácido di-2-etilhexilfosfórico (DEHPA), un reactivo

frecuentemente utilizado para llevar a cabo separaciones de iones de metales de

transición y de tierras raras, y que también se ha empleado para la separación y

concentración de cobre mediante membranas líquidas. No obstante, al objeto de buscar

nuevas alternativas, y dada la experiencia previa del grupo de investigación sobre

síntesis y caracterización de reactivos orgánicos, se estudió la posibilidad de utilizar la

232 Watanabe, K.; Tanaka, T.; Iburaim, A.; Itagaki, M. Effects of masking agents on the separation of copper(II) from iron(III) by continuous solvent extraction with 8-hydroxyquinolyne. Anal. Sci., 17, 671, 2001. 233 Teixeira, M.C.; Fatibello, O.; Rohwedder, J.J.R. An automated system for liquid-liquid extraction based on a new micro-batch extraction chamber with on-line detection: Preconcentration and determination of copper(II). Anal. Chim. Acta, 525, 281, 2004. 234 Tao, W.; Nagaosa, Y. Solvent extraction of copper(II) with di-2-methylnonylphosphoric acid in some organic diluents. Solvent Extr. Ion Exch., 21(2), 273, 2003.

CAPÍTULO 4

238

1,2-ciclohexanodiona bisbenzoílhidrazona (1,2-CHBBH) como agente preconcentrador

de cobre.

A continuación se describirán las características más destacables de la 1,2-

CHBBH.

Utilización de la 1,2-ciclohexanodiona bisbenzoílhidrazona

La 1,2-ciclohexanodiona bisbenzoílhidrazona (1,2-CHBBH) es un compuesto

que pertenece a la familia de las hidrazonas y, más concretamente, al grupo de las bis-

aroílhidrazonas derivadas de cetonas cíclicas. Estos compuestos ya se han descrito

anteriormente como derivados imínicos que poseen en su estructura la agrupación

básica >C = N – N <.

En general, la síntesis de estos compuestos se realiza calentando suavemente

cantidades equimoleculares de la hidracida y la cetona cíclica correspondiente. El

producto formado se obtiene por precipitación del mismo durante la reacción o durante

el enfriamiento de la disolución. A continuación, éste se recristaliza en un disolvente

adecuado. Para la síntesis de la 1,2-CHBBH se siguió el procedimiento descrito por

García-Vargas y col.235 Para ello, se pesaron las cantidades necesarias de ciclohexano-

diona y benzoílhidracida para que su relación molar fuese 1:2 tras disolverlos en etanol.

A continuación se mezclaron ambas disoluciones en un matraz de fondo redondo y se

adicionaron unas gotas de ácido clorhídrico concentrado, dejando la mezcla a reflujo

durante treinta minutos. Transcurrido este tiempo, se filtró la disolución y el precipitado

se recristalizó en etanol y posteriormente se precipitó en agua bidestilada. Por último, el

producto final se secó en estufa a una temperatura de 100ºC durante unos minutos. La

estructura del reactivo es la que se indica en la figura 4.2.

235 García-Vargas, M.; Trevilla, S.; Milla, M. Synthesis and characterization of 1,2-cyclohexanedione bis benzoyl-hydrazone and its application to the determination of Ti in minerals and rocks. Talanta, 33 (3), 209, 1986.

Análisis de cobre en muestras acuosas

239

Características físico-químicas. De acuerdo con García-Vargas y col., el espectro de

infrarrojos del reactivo presenta dos bandas a 3.220 cm-1 y 3.170 cm-1 indicativas de la

vibración de alargamiento del grupo N-H para aminas secundarias235; el anillo amida I

presenta una banda muy fuerte a 1.655 cm-1; el anillo amida II muestra una banda media

a 1.510 cm-1 y el anillo amida III otra banda fuerte a 1.270 cm-1.

Del espectro ultravioleta del reactivo, se observa que éste sufre un efecto

batocrómico cuando disminuye la polaridad del disolvente. En este sentido, una

disolución del reactivo en dimetilformamida (DMF) presenta dos bandas de absorción,

una a 335 nm (ε = 1,06·104 L·mol-1·cm-1) y otra a 277 nm (ε = 8,69·103 L·mol-1·cm-1).

Cuando el reactivo se disuelve en etanol, las dos bandas aparecen a 328 nm (ε =

1,13·104 L·mol-1·cm-1) y 265 nm (ε = 1,14·104 L·mol-1·cm-1).

El análisis elemental del reactivo condujo a los siguientes resultados: 68,7% C;

5,8% H y 16,3% N. Los valores calculados, de acuerdo con la fórmula molecular del

compuesto (C20H20N4O2), son 68,98% C; 5,74% H y 16,09% N, coincidiendo por tanto

estrechamente con los obtenidos experimentalmente.

Además de las características espectroscópicas, se comprobó la posibilidad de

obtener disoluciones del reactivo utilizando distintos disolventes. En este sentido, se

Figura 4.2. Estructura de 1,2-CHBBH.

C O

N

N

NH

NH C

O

CAPÍTULO 4

240

comprobó que el reactivo era soluble en dimetilformamida, metanol, etanol, acetona y

n-pentanol, siendo estas disoluciones estables al menos durante un mes.

Para la constante de disociación del protón del grupo –CONH- del reactivo se

obtuvo un valor de 10,4 ± 0,1.

Por último, se estudió la reactividad del compuesto con distintos iones metálicos

utilizando tres disoluciones reguladoras diferentes: cloroacetato (pH = 2,4), acetato (pH

= 4,5) y amoníaco (pH = 9,5), para cubrir un amplio intervalo de pH. Para formar los

complejos correspondientes los autores adicionaban pequeños volúmenes de una

disolución acuoetanólica del reactivo (al menos 40% v/v de etanol) a disoluciones

acuosas que contenían el ión metálico. En estas condiciones, se obtuvieron complejos

metálicos para los cationes: Fe(III), Fe(II), Ti(IV), Pd(II), V(V), Sb(III), W(VI),

Mo(VI), Cu(II) y Bi(III). No obstante, cuando se ponían en contacto las disoluciones

que contenían los metales con una disolución del reactivo en cloroformo, tan sólo se

extraían los complejos formados con Cu(II), Mo(VI), Bi(III) y Sb(III), lo que permitía

aumentar la selectividad para estos cationes. De todos ellos, es el cobre el que más

aparece frecuentemente en muestras medioambientales, de ahí la posibilidad de utilizar

el 1,2-CHBBH como reactivo para la extracción selectiva de cobre en muestras reales.

En la figura 4.3 se muestra la estructura propuesta para el complejo formado entre 1,2-

CHBBH y Cu(II).

O

N

N

N

N

C O

Cu

C O C

C O

N

N

N

N

Figura 4.3. Estructura propuesta para el complejo CHBBH-Cu(II).

Análisis de cobre en muestras acuosas

241

2. DESARROLLO EXPERIMENTAL

A continuación se describirán las diferentes experiencias realizadas para poner a

punto un método espectrofotométrico para la determinación en continuo, mediante

análisis por inyección en flujo (FIA), de cobre en muestras acuosas. Seguidamente se

mostrarán los estudios realizados para acoplar el sistema FIA desarrollado a un sistema

de preconcentración mediante membranas líquidas de volumen. Por último, se

describirán los ensayos llevados a cabo para la preconcentración de cobre mediante

técnicas extractivas empleando 1,2-CHBBH como reactivo.

2.1. MÉTODO DE DETERMINACIÓN EN CONTINUO

Tras el desarrollo, optimización y validación de un nuevo método para la

determinación espectrofotométrica de trazas de cobre en muestras acuosas de modo

discontinuo, se procedió a la automatización del mismo utilizando la técnica de análisis

por inyección en flujo (FIA).

Optimización del sistema

Como ya se indicó en el capítulo anterior, en los sistemas de análisis en flujo

generalmente no se alcanza el equilibrio entre la muestra y el reactivo o reactivos con

los que se une tras su inyección. Así, para obtener resultados adecuados es de gran

importancia llevar a cabo una correcta optimización de las variables tanto físicas como

hidrodinámicas que condicionan el funcionamiento del sistema de flujo. Estas variables

generalmente son el caudal de la corriente transportadora, la longitud de los tubos

reactores que se utilicen y el volumen de muestra inyectada.

En la figura 4.4 se muestra de manera esquemática el sistema FIA estudiado.

Como se puede observar, éste consta de dos canales por los que circulaban la muestra y

el reactivo espectrofotométrico, respectivamente. El reactivo usado era una disolución

que contenía todos los reactivos necesarios para que tuviera lugar la formación del

complejo de cobre con dPKBH en las condiciones optimizadas por el método en

discontinuo.

CAPÍTULO 4

242

La optimización del sistema se abordó en dos etapas. En la primera de ellas se

empleó una metodología univariante, cuyos resultados se utilizaron a modo de estudio

de pre-optimización, y para su comparación con los obtenidos mediante el segundo

proceso, realizado con una metodología multivariante, mediante la utilización

nuevamente del método símplex modificado (Anexo I).

Como se ha mencionado anteriormente, las variables a optimizar fueron el

volumen de muestra, la longitud del tubo de reacción y el caudal del reactivo

transportador. En todos los casos, la muestra contenía 0,1 mg·L-1 Cu(II), estando la

disolución usada como transportador constituída por una mezcla del reactivo

espectrofotométrico ([dPKBH] = 3,3·10-4 mol·L-1); una disolución reguladora de

fosfatos ([H2PO4-/HPO4

2-] = 1,65·10-2 mol·L-1) y un 10% de etanol para asegurar la

disolución del dPKBH.

Una vez optimizadas las variables que controlaban el comportamiento del

sistema propuesto, éste se aplicó a la determinación de cobre en diferentes muestras

reales.

R

M

B.P.

D

T.R. V.I.

370 nm D

Det.

Figura 4.4. Representación esquemática del sistema FIA estudiado. B.P. Bomba Peristáltica; V.I. Válvula de Inyección; T.R. Tubo de reacción; M. Muestra; R. Reactivo ([dPKBH] = 3,3·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-/HPO42-] = 1,65·10-2 mol·L-1; 10% etanol). Det. Detector. D. Desechos.

Análisis de cobre en muestras acuosas

243

2.2. MÉTODO DE DETERMINACIÓN POR PRECONCENTRACIÓN

Después de haber desarrollado un nuevo método para la determinación de cobre

en muestras acuosas y aplicarlo satisfactoriamente en continuo, el siguiente objetivo

consistía en tratar de desarrollar un sistema acoplado en el que se pudiera preconcentrar

el ión metálico, cuando fuera necesario, en muestras salinas. En definitiva, se trataba de

acoplar el sistema FIA desarrollado a un sistema de membrana líquida que fuera capaz

de preconcentrar cobre y, al mismo tiempo, evitara los problemas que presentan las

muestras con matrices salinas. En este sentido, Mendiguchía y col. han desarrollado un

sistema de determinación de cobre en muestras salinas mediante la preconcentración

con membranas líquidas de volumen184. En la figura 4.5 se muestra el sistema de

membrana utilizado. Como se puede observar, éste estaba formado por dos vasos

concéntricos en los que se introducían la muestra (disolución cargada) y una disolución

de ácido nítrico 2,13 mol·L-1 (disolución receptora). Para que tuviera lugar el proceso de

preconcentración se adicionaba una disolución 144 mmol·L-1 de ácido di-2-etilhexil

fosfórico (dEHPA) disuelto en keroseno sobre la superficie de ambas, que actuaba como

membrana líquida.

Membrana líquida

Disolución cargada

Disolución receptora

Figura 4.5. Sistema de membrana líquida utilizado.

CAPÍTULO 4

244

En primer lugar, se comenzó el estudio comprobando la adecuación del sistema

FIA desarrollado a las condiciones en las que se obtenía la muestra tras su

preconcentración en el sistema de membrana (el analito se recogía en una disolución de

ácido nítrico 2,13 M). Posteriormente se realizaron las modificaciones necesarias sobre

el sistema FIA para asegurar la correcta formación del complejo Cu(II)-dPKBH en las

condiciones óptimas de pH (aproximadamente 8). Una vez que se alcanzaron las

condiciones químicas adecuadas, se procedió a la optimización de las variables

hidrodinámicas del nuevo sistema FIA utilizando los métodos univariante y símplex

modificado. A continuación, con las condiciones optimizadas para el nuevo sistema

FIA, se realizaron una serie de ensayos preliminares con el sistema de membrana para

encontrar las características más apropiadas. Por último, tras la comprobación del buen

funcionamiento del sistema acoplado éste se aplicó a la determinación de cobre en

muestras salinas.

2.3. MÉTODO DE PRECONCENTRACIÓN POR TÉCNICAS EXTRAC TIVAS

MEDIANTE EL USO DE 1,2-CHBBH

En primer lugar, se realizaron una serie de ensayos preliminares encaminados a

la comprobación del adecuado comportamiento del reactivo y, a continuación, se

estudiaron las condiciones más favorables para que tuviera lugar la extracción. En este

sentido, los estudios de optimización se llevaron a cabo en dos etapas: en primer lugar,

se realizó una pre-optimización univariante de las variables que podían afectar al

sistema de extracción, esto es, el pH de la disolución acuosa así como su salinidad, la

concentración de reactivo y el tiempo de agitación. Posteriormente se concretó la

optimización mediante un estudio multivariante, utilizando en este caso un diseño

factorial central compuesto (Anexo II). Una vez obtenidas las condiciones óptimas para

este proceso, se estudiaron las condiciones más favorables para que tuviera lugar la

reextracción mediante la utilización de diferentes ácidos inorgánicos. A continuación se

aplicó el método desarrollado a la determinación de la concentración de cobre en

muestras acuosas con matrices diferentes.

Análisis de cobre en muestras acuosas

245

Por último, dado que los sistemas de membrana líquida poseen la ventaja, entre

otras, de la simultaneidad de los procesos de extracción y reextracción, se realizaron

diversas experiencias para comprobar la aplicabilidad del reactivo extractante en dichos

sistemas. Para ello, se utilizaron las condiciones químicas optimizadas previamente.

Asímismo, se empleó el sistema FIA desarrollado en este capítulo para acoplar al nuevo

sistema de membrana, dado que tan sólo suponía un cambio en el ácido empleado en la

disolución receptora y que, además, la concentración de ambos era prácticamente

similar.

2.3.1. Ensayos Preliminares

Para llevar a cabo el proceso de extracción líquido-líquido es necesario que las

dos disoluciones que se pongan en contacto sean inmiscibles entre sí. De este modo, el

reactivo 1,2-CHBBH debe estar disuelto en un disolvente orgánico que sea inmiscible

con la disolución acuosa que contiene el analito, en este caso, el cobre. En este sentido,

se ensayaron como posibles disolventes Keroseno, Xileno y Tolueno.

A continuación se realizaron una serie de experiencias encaminadas a la

comprobación del adecuado comportamiento del reactivo como agente extractante de

cobre. Para ello, se preparó una disolución acuosa que contenía 1 mg·L-1 Cu(II) así

como una disolución 2,57·10-3 mol·L-1 del reactivo disuelto en tolueno con un

porcentaje final de DMF del 2% (v/v). El proceso seguido se describe a continuación:

En tubos de vidrio se adicionaban volúmenes adecuados de disolución acuosa

conteniendo el analito (muestras) o sin él (blancos) y de la disolución de 1,2-

CHBBH para que la relación volumétrica entre ambas (acuosa:orgánica) fuera

1:1; 1:2 y 2:1. A continuación se cerraban los tubos y se agitaban durante 5-15

minutos. Transcurrido dicho periodo, y una vez separadas completamente

ambas fases, se tomaban alícuotas de la disolución acuosa que se medían por

espectroscopía de absorción atómica de llama.

CAPÍTULO 4

246

2.3.2. Extracción de cobre

En todos los casos, el proceso que se llevaba a cabo era similar al descrito

anteriormente, salvo que la agitación de los tubos se realizaba de manera mecánica

durante una hora a 40 traslaciones por minuto (40 tpm) y la relación de volúmenes entre

ambas fases era siempre 1:1. Por otro lado, hay que señalar que todas las disoluciones

acuosas utilizadas se preparaban por duplicado al objeto de disponer de mayor cantidad

de información.

2.3.3. Reextracción de cobre

Una vez que se optimizaron las condiciones en las que se producía la extracción

del analito desde la fase acuosa hasta la orgánica, se procedió al estudio de las

condiciones más favorables para que tuviera lugar el proceso de reextracción. En este

sentido, hay que señalar que para que la reacción transcurra en sentido inverso es

necesario aportar protones al sistema, de ahí que la fase acuosa sea una disolución ácida.

Para ello, se ensayó el uso de diversos ácidos tales como ácido nítrico (HNO3), ácido

clorhídrico (HCl), ácido sulfúrico (H2SO4) y ácido perclórico (HClO4), variándose las

concentraciones entre 10-2 mol·L-1 y 2 mol·L-1.

El proceso seguido para llevar a cabo la optimización fue el siguiente:

Una vez realizada la extracción a disoluciones salinas que contenían 1

mg·L-1 Cu(II) con 1,2-CHBBH en las condiciones óptimas, se tomaban alícuotas

de las fases acuosas y se medían por espectroscopía de absorción atómica para

confirmar la ausencia de analito en las mismas. De este modo, las

correspondientes fases orgánicas se encontraban cargadas con todo el analito.

Para verificar el proceso de reextracción, se tomaban alícuotas de la disolución

orgánica cargada y se mezclaban con el mismo volumen de las distintas

disoluciones de ácidos agitando durante una hora a 40 tpm. Concluída la

agitación, se dejaban separar ambas fases y se determinaba la concentración de

analito en la disolución acuosa por espectroscopía de absorción atómica de

llama.

Análisis de cobre en muestras acuosas

247

2.3.4. Aplicación

Para verificar la validez del proceso de extracción-reextracción de cobre

utilizando como reactivo la 1,2-CHBBH, se analizaron diversas muestras reales de

distinta composición. Dos de ellas se correspondían a muestras salinas recogidas en las

bahías de Cádiz y de Huelva, respectivamente, mientras que la tercera era una muestra

de agua potable. Dichas muestras habían sido previamente analizadas por

espectroscopía de emisión de plasma acoplado inductivamente (ICP-AES) y por

voltamperometría de redisolución anódica (ASV). Cada una de ellas se sometió al

nuevo proceso de análisis por triplicado, comparándose los resultados que se obtuvieron

para la concentración de cobre con los obtenidos previamente con las técnicas de

referencia.

2.3.5. Utilización de 1,2-CHBBH como transportador de cobre en sistemas de

membranas líquidas

Como ya se ha comentado anteriormente, si los comparamos con los procesos de

extracción-reextracción descritos, los sistemas de membranas líquidas ofrecen, entre

otras, las siguientes ventajas:

1ª. Los procesos de extracción y reextracción se llevan a cabo simultáneamente.

2ª. Reducen la manipulación de la muestra, disminuyendo así el riesgo de

contaminación.

3ª. Bajo condiciones químicas e hidrodinámicas controladas se pueden alcanzar

factores de preconcentración elevados.

4ª. Se reduce el consumo de reactivos y disolventes.

5ª. Pueden acoplarse fácilmente a sistemas de determinación simples y sencillos

de manejar como la espectrofotometría UV/Vis.

Por tanto, dadas las adecuadas características que presentaba el reactivo 1,2-

CHBBH para la determinación de cobre en muestras de diferente composición

utilizando el proceso de extracción-reextracción así como las mencionadas

anteriormente para los sistemas de membranas líquidas, se procedió a verificar su

CAPÍTULO 4

248

utilización como agente transportador de cobre en un sistema de membrana líquida de

volumen.

Las distintas experiencias se realizaron utilizando un sistema de membrana

como el que se mostró en la figura 4.5. Éste estaba formado por dos vasos concéntricos

en los que se adicionaban la muestra (disolución cargada), en el exterior, y la disolución

ácida reextractora (disolución receptora), en el interior. Para poner en contacto ambas

disoluciones acuosas se utilizaba la disolución de 1,2-CHBBH en tolueno y 2% v/v de

DMF, que actuaba como membrana. Para facilitar el transporte de cobre entre ambas

disoluciones acuosas éstas se agitaban magnéticamente. Al objeto de seguir la evolución

del proceso, se utilizó el sistema FIA desarrollado previamente. En este sentido, se

utilizaron las condiciones químicas ya establecidas para la extracción-reextracción de

cobre utilizando 1,2-CHBBH y las condiciones hidrodinámicas que se habían

optimizado para el sistema FIA acoplado a la membrana líquida de volumen.

Por último, se aplicó el nuevo sistema desarrollado para determinar la

concentración de cobre en varias muestras reales.

Análisis de cobre en muestras acuosas

249

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

3.1. MÉTODO DE DETERMINACIÓN EN CONTINUO

A continuación se describen los resultados obtenidos para la optimización del

método espectrofotométrico para el análisis de cobre mediante el análisis por inyección

en flujo.

3.1.1. Optimización Univariante

Como ya se mencionó anteriormente, las variables que se estudiaron fueron el

volumen de muestra, la longitud del tubo de reacción y el caudal del transportador. A

continuación se describen los resultados obtenidos.

Volumen de muestra

El volumen de muestra que se inyecta en un sistema FIA está directamente

relacionado con la cantidad de analito que se introduce en el sistema. Es por lo tanto un

parámetro clave, pues, junto con otras variables tanto químicas como físicas, será

responsable de la concentración de la especie absorbente que se forme, y por lo tanto de

la magnitud de la señal registrada. El estudio se llevó a cabo variando el volumen de

muestra inyectado entre 66 µL y 956 µL, manteniendo invariable el caudal de reactivo

(2,65 mL·min-1) y la longitud del tubo de reacción (1,98 m). Cada punto experimental se

calculó como el valor medio de al menos tres medidas repetidas, estimándose la

precisión, en forma de desviación estándar, para cada uno de ellos. En la figura 4.6 se

muestran los resultados obtenidos, y en ella puede observarse, como cabía esperar, un

rápido aumento de la absorbancia del complejo con el volumen de inyección. Esta

tendencia se mantiene hasta un volumen de aproximadamente 700 µL, valor para el cuál

las condiciones químicas e hidrodinámicas prevalecen sobre el volumen de muestra, y

por lo tanto, un aumento de éste no supone un aumento en la señal.

Para experimentos posteriores se eligió un volumen de muestra de 837 µL.

CAPÍTULO 4

250

Longitud del tubo de reacción

La longitud del tubo de reacción es otro parámetro de gran importancia en los

sistemas FIA, ya que está directamente relacionado con el tiempo en el que la muestra

entra en contacto con la disolución de reactivo para producir el complejo que

posteriormente se determinará espectrofotométricamente. La optimización de éste se

llevó a cabo de forma análoga al anterior, manteniendo constante el caudal de reactivo

(2,65 mL·min-1), y con el volumen de muestra previamente optimizado, esto es, 837 µL.

En estas condiciones, la longitud del tubo se varió entre 1 y 4 m, mostrándose los

resultados en la figura 4.7. Igual que en el apartado anterior, las barras verticales indican

la precisión de las medidas que se efectuaron, expresadas como la desviación estándar

de tres inyecciones sucesivas.

Vol. muestra (µL)

0 200 400 600 800 1000

∆ A

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

Figura 4.6. Optimización del volumen de muestra. Caudal, 2,65 mL·min-1; Longitud del tubo de reacción, 1,98 m. ([Cu(II)] = 0,1 mg·L-1; [dPKBH] = 3,3·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-

/HPO42-] = 1,65·10-2 mol·L-1; 10% de etanol). ∆A = Acomplejo –

Ablanco.

Análisis de cobre en muestras acuosas

251

De los resultados obtenidos se observa un aumento en la absorbancia del

complejo con la longitud del tubo de reacción hasta 1,23 m, como consecuencia del

predominio de la mezcla de reactivos frente a la dispersión. No obstante, éstos

mostraban una elevada variación, lo cuál se traducía en una mala precisión de las

medidas. Por otro lado, cuando se siguió aumentando la longitud del tubo se produjo el

comportamiento inverso, como cabía esperar, debido al aumento de la dispersión, la

cual aumenta con la raíz cuadrada de la distancia recorrida provocando un descenso en

la altura del pico y por tanto una pérdida de sensibilidad. Así, al objeto de mantener una

señal lo suficientemente alta y al mismo tiempo con buena precisión, se seleccionó

como óptimo un tubo de reacción de 1,73 m de longitud.

Caudal del transportador

El caudal con el que circula la corriente transportadora a través de los tubos en

un sistema FIA está directamente relacionado con su volumen, el cuál, a su vez,

dependerá del diámetro interno y de la longitud de los mismos. Además, es

Tubo reacción (m)

1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0

∆A

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

Figura 4.7. Optimización de la longitud del tubo de reacción. Caudal, 2,65 mL·min-1. Volumen de muestra, 837 µL. Resto de condiciones como en la figura 4.6.

CAPÍTULO 4

252

inversamente proporcional al tiempo de residencia de la muestra e influye en la

dispersión. Así, para un diseño con una longitud y diámetro de tubos constantes, un

aumento en el caudal de la corriente transportadora se traduce en un descenso en el

tiempo de residencia de la muestra en el sistema así como en un aumento en la

dispersión. Por tanto, para obtener resultados con sensibilidad y reproducibilidad

elevadas, se hace necesario controlar la velocidad con la que la corriente transportadora

circula a través del sistema. Para ello se utilizan las bombas peristálticas. Entre las

características más importantes que deben poseer caben destacar dos: en primer lugar

que sean capaces de proporcionar un flujo libre de pulsaciones, es decir, que los

distintos reactivos y muestras circulen a través de todas las conducciones del sistema de

manera homogénea y, en segundo lugar, que proporcionen un caudal constante, para

asegurar que en todo momento la mezcla de reactivos se realice en las mismas

condiciones, y con ello la reproducibilidad en las medidas.

Para la optimización de esta variable se mantuvieron constantes, y en los valores

previamente optimizados, el volumen de muestra (837 µL) y la longitud del tubo reactor

(1,73 m), mientras que el caudal de la disolución de reactivo se varió entre 1,32

mL·min-1 y 6,62 mL·min-1. En la figura 4.8 se muestran los resultados obtenidos, e igual

que en los casos precedentes, las barras indican la precisión de los datos para cada una

de las velocidades ensayadas. Como puede observarse, la absorbancia del complejo

aumenta progresivamente con un aumento del caudal hasta 5,3 mL·min-1, donde se

obtiene la máxima señal. En estas condiciones, la mezcla entre la muestra y el reactivo,

es decir, las características químicas del sistema, prevalecen frente a las hidrodinámicas.

Si se continúa aumentando el caudal, se produce el comportamiento inverso, la señal

analítica disminuye como consecuencia de una mayor dispersión de la zona de muestra.

Análisis de cobre en muestras acuosas

253

En resumen, las condiciones consideradas óptimas para el sistema mediante el

proceso de optimización univariante fueron las siguientes: volumen de muestra: 837 µL;

longitud del tubo de reacción: 1,73 m; caudal del transportador: 5,3 mL·min-1.

A continuación se describirán los estudios realizados mediante optimización

multivariante.

3.1.2. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex Modificado

Con este método se optimizaron de manera simultánea las tres variables

hidrodinámicas que controlaban el comportamiento del sistema, esto es, el volumen de

muestra, la longitud del tubo de reacción y el caudal del transportador. En primer lugar,

a partir de los valores obtenidos para cada una de las variables tras la optimización

univariante, se definieron las condiciones iniciales para cada una de ellas y se estableció

como función respuesta la absorbancia media obtenida al realizar las medidas por

cuadruplicado. A continuación se estableció como criterio para detener el símplex el de

Caudal (mL·min-1)

1 2 3 4 5 6 7

∆ A

0.00

0.04

0.08

0.12

0.16

0.20

0.24

0.28

Figura 4.8. Optimización del caudal de la corriente transportadora. Volumen de muestra, 837 µL. Longitud del tubo reactor, 1,73 m. Resto de condiciones como en la figura 4.6.

CAPÍTULO 4

254

las variaciones de las medidas de las respuestas (Anexo I), ya explicado anteriormente.

La varianza del método se calculó experimentalmente midiendo varias muestras con el

mismo contenido de Cu(II) (0,1 mg·L-1), utilizando las condiciones optimizadas

previamente. El resultado obtenido fue: s2 = 4,25·10-6. Con este valor de varianza y el

correspondiente a cada símplex se calculaban los distintos valores de F y se comparaban

con el valor teórico (F = 1,72 para p = 0,67 y V1 = V2 = 3, tabla 1, Anexo I). El proceso

de evaluación finalizó cuando para un determinado símplex la relación entre las

varianzas fue menor que el valor teórico, encontrándose las condiciones óptimas en

aquel experimento cuya respuesta fue la más alta de entre los 4 que componían el

símplex.

Una vez establecidas las condiciones en las que se iba a llevar a cabo el proceso

de optimización multivariante, se comenzaron a realizar las distintas experiencias. Así,

en la tabla 4.1 se muestran los valores para cada una de las variables de los 4

experimentos que constituían el símplex inicial. Tras la realización de los mismos, y

aplicando las reglas del método símplex modificado para la obtención de las

coordenadas del siguiente vértice, se realizaron los experimentos que se muestran en la

tabla 4.2.

Tabla 4.1. Valores del símplex inicial. V: volumen de muestra; L: longitud del tubo de reacción; Q: caudal del transportador.

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1)

1 416 2,23 1,99

2 416 1,73 3,31

3 516 1,73 1,99

4 516 2,23 3,31

Análisis de cobre en muestras acuosas

255

Tabla 4.2. Resultados de la optimización símplex para las variables que controlan el sistema. I: Símplex inicial; R: Reflexión; E: Expansión; C+: Contracción positiva; C-: Contracción negativa; RE: Reevaluación.

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1) A Tipo

1 416 2,23 2,03 0,046 I

2 416 1,73 3,39 0,132 I

3 516 1,73 2,03 0,062 I

4 516 2,23 3,39 0,119 I

5 549 1,56 3,85 0,152 R

6 616 1,23 4,74 0,193 E

7 516 1,73 5,64 0,212 R

8 516 1,73 7,46 0,096 E

9 516 0,90 5,80 ------ R

10 516 1,90 3,99 0,186 C-

11 683 1,51 6,18 0,126 R

12 483 1,68 4,09 0,201 C-

13 461 1,19 5,67 0,198 R

14 424 1,84 5,53 0,188 R

15 568 1,38 4,94 0,192 C-

16 484 2,00 4,12 0,191 R

17 542 1,39 5,29 0,213 C-

18 459 1,82 5,07 0,203 R

19 516 1,73 5,64 0,190 RE7

20 528 1,61 6,56 0,126 R

21 494 1,66 4,72 0,200 C-

22 481 1,52 4,42 0,194 R

23 490 1,57 4,72 0,204 C+

24 500 1,53 5,34 0,208 R

25 562 1,17 5,15 0,210 R

CAPÍTULO 4

256

Tabla 4.2. Continuación.

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1) A Tipo

26 579 1,16 5,80 0,142 R

27 542 1,39 5,29 0,203 RE17

28 512 1,47 4,99 0,250 C-

29 577 1,16 4,94 0,198 R

30 519 1,44 5,23 0,227 C-

31 520 1,33 4,96 0,249 R

32 472 1,66 4,96 0,205 R

33 540 1,29 5,10 0,252 C-

34 529 1,29 4,80 0,255 R

35 534 1,21 4,58 0,205 E

36 534 1,37 4,96 0,245 R

37 557 1,16 4,91 0,220 R

38 523 1,39 4,96 0,241 C-

En la tabla 4.3 se muestran los valores obtenidos para cada símplex en el proceso

de optimización. Como se puede observar, en el símplex 19 el valor F calculado (1,65)

fue menor que el teórico (1,72), lo cual indica que las variaciones de las respuestas

surgen como consecuencia de errores aleatorios y, por tanto, se ha alcanzado el máximo.

Dado que el valor más alto de absorbancia (función respuesta) se obtuvo para el

experimento 34, las condiciones óptimas seleccionadas fueron las correspondientes al

mismo:

Volumen de muestra: 529 µL

Longitud del tubo de reacción: 1,29 m

Caudal del transportador: 4,80 mL·min-1.

Análisis de cobre en muestras acuosas

257

Tabla 4.3. Progreso del símplex. A: absorbancia media del símplex; Ss2: Varianza del símplex.

Nº símplex Experimentos A Ss2 F (Ss

2 / s2)

1 1, 2, 3 y 4 0,088 1,68·10-3 395,29

2 2, 3, 4 y 6 0,126 2,89·10-3 680,00

3 2, 4, 6 y 7 0,164 2,06·10-3 484,70

4 2, 6, 7 y 10 0,181 1,18·10-3 277,65

5 6, 7, 10 y 12 0,198 1,25·10-4 29,41

6 6, 7, 12 y 13 0,201 6,47·10-5 15,22

7 7, 12, 13 y 15 0,201 7,02·10-5 16,52

8 7, 12, 15 y 17 0,204 9,90·10-5 23,29

9 12, 17, 18 y 19 0,202 8,89·10-5 20,92

10 17, 18, 19 y 21 0,202 8,97·10-5 21,11

11 17, 18, 21 y 23 0,205 3,13·10-5 7,36

12 17, 18, 23 y 24 0,207 2,07·10-5 4,87

13 17, 23, 24 y 25 0,209 1,42·10-5 3,34

14 23, 24, 25 y 27 0,206 1,09·10-5 2,56

15 24, 25, 27 y 28 0,218 4,71·10-4 110,80

16 25, 27, 28 y 30 0,222 4,38·10-4 102,98

17 25, 28, 30 y 31 0,234 3,69·10-4 86,74

18 28, 30, 31 y 33 0,244 1,38·10-4 32,39

19 28, 31, 33 y 34 0,252 7,00·10-6 1,65

20 28, 33, 34 y 36 0,250 1,77·10-5 4,16

21 33, 34, 36 y 38 0,248 4,09·10-5 9,63

Las condiciones óptimas que se alcanzaron mediante la optimización símplex

dieron lugar a valores de absorbancia para la muestra semejantes a los que se obtenían

mediante la optimización univariante indicando la ausencia de grandes correlaciones.

Sin embargo, aquéllas presentaban las siguientes ventajas:

1ª. El volumen de inyección de muestra necesario era bastante menor (529 µL

frente a 837 µL), lo cual posibilitaba un mayor número de inyecciones para el

CAPÍTULO 4

258

mismo volumen de muestra. Por tanto, se reducía notablemente el volumen de

muestra necesario para llevar a cabo el análisis.

2ª. El caudal del transportador también era menor (4,8 mL·min-1 frente a 5,3

mL·min-1), lo cual se traducía en un menor consumo de reactivos y, por tanto, en

un menor coste por análisis.

3ª. La longitud del tubo de reacción también era menor (1,29 m frente a 1,73 m).

Esto se relaciona con el tiempo necesario para que el complejo formado pase a

través del detector para ser medido, lo cual implica que éste se reduce para cada

análisis. Por tanto, el número de análisis que se podían efectuar aumentaba.

Como cabía esperar, la utilización del método símplex modificado permitió una

selección más adecuada de las condiciones experimentales que controlaban el

comportamiento del sistema. Además, también se producía una mejora en las señales

analíticas obtenidas. Por tanto, para las siguientes experiencias que se llevaron a cabo se

emplearon las condiciones anteriormente descritas:

Volumen de muestra: 529 µL.

Longitud del tubo de reacción: 1,29 m.

Caudal del transportador: 4,80 mL·min-1

3.1.3. Validación del método

Una vez que se obtuvieron las condiciones óptimas de medida para el método de

análisis por inyección en flujo desarrollado, se procedió a su validación. En esta

ocasión, este proceso se basó en el estudio de los siguientes parámetros: intervalo de

linealidad, límites de detección y cuantificación, precisión y exactitud. A continuación

se mostrarán los resultados obtenidos.

Análisis de cobre en muestras acuosas

259

Intervalo de linealidad

Para determinar el intervalo de concentración de cobre para el cual la relación

entre ésta y la absorbancia era lineal, se prepararon diversas muestras con distinta

concentración de Cu(II) y se midieron sus absorbancias a 370 nm frente a su blanco

correspondiente en las condiciones optimizadas por el método símplex. De los

resultados obtenidos, que se muestran en la figura 4.9, se puede observar que éstos

mantenían un comportamiento lineal hasta 3 mg·L-1 Cu(II), marcando esta

concentración, por tanto, el final del intervalo de aplicabilidad.

En este intervalo, la ecuación de ajuste para la recta de calibrado que rige el

comportamiento del sistema fue:

A = 0,312 (±0,028) [Cu(II)] + 0,160 (±0,015) r2 = 0,9976

[Cu2+], mg·L-1

0 1 2 3 4 5 6 7

A

0.00

0.25

0.50

0.75

1.00

1.25

1.50

1.75

2.00

Figura 4. 9. Intervalo de linealidad para Cu(II) por FIA. [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-/HPO42-] = 1,65·10-2

mol·L-1; 10 % etanol.

CAPÍTULO 4

260

En dicha ecuación, los intervalos de confianza para la pendiente y la ordenada en

el origen se calcularon como tsb y tsa, siendo sb y sa las desviaciones estándar relativas

para la pendiente y la ordenada en el origen, respectivamente, y t es el parámetro de la

distribución de Student para n-2 grados de libertad al 95% de confianza (p = 0,05).

Límites de detección y cuantificación

Para su estudio, se obtuvieron diferentes rectas de calibrado en las que se variaba

el intervalo de concentración de cobre en las muestras. De este modo, en la tabla 4.4 se

muestran los parámetros de ajuste de las rectas de regresión para los diferentes

intervalos estudiados. Cada recta se construyó con cinco puntos como mínimo,

realizándose al menos tres medidas de cada uno de ellos. En la última columna de dicha

tabla se muestran los límites de detección para cada intervalo, utilizándose el criterio del

cociente entre tres veces la desviación estándar de la ordenada en el origen y la

pendiente de la recta, para obtenerlos. Como se puede observar, para el intervalo de

concentraciones más bajo estudiado se encuentra que el límite de detección del sistema

FIA desarrollado es:

L.D. = 4,59 µg·L-1

Este valor resulta del mismo orden de magnitud, aunque lógicamente

ligeramente superior, que el obtenido tras la puesta a punto de la metodología en

discontinuo, por lo que se puede concluír que el método de análisis aquí desarrollado no

sólo es simple, rápido y sencillo sino que además presenta una muy buena sensibilidad.

Tabla 4.4. Intervalos de concentración empleados para el cálculo del límite de detección.

Intervalo (mg·L-1) Ordenada

en el origen Pendiente r 2 asa

asb L.D. (mg·L-1)

0 – 3 -3,0·10-3 0,316 0,995 0,0214 0,0127 0,203

0 - 0,5 4,8·10-3 0,260 0,991 0,0032 0,0142 0,037

0 - 0,1 -2,0·10-4 3,9·10-4 0,998 0,0006 9,5·10-6 4,59·10-3

a sa y sb son las desviaciones estándar de la ordenada en el origen y la pendiente, respectivamente

Análisis de cobre en muestras acuosas

261

Análogamente, para el límite de cuantificación (L.C.) se obtiene:

L.C. = 15,3 µg·L-1

Precisión

Para establecerla se prepararon once disoluciones que contenían la misma

concentración de cobre (0,1 mg·L-1) y se midieron en las condiciones optimizadas. Los

resultados que se alcanzaron se muestran en la figura 4.10 y, como puede observarse,

indican una adecuada repetibilidad en las medidas.

R.S.D. = 2,11%

Para evaluar la reproducibilidad se utilizaron los resultados obtenidos tras el

análisis de disoluciones que contenían la misma concentración de analito, pero

realizados en días diferentes.

R.S.D. = 2,91%

Réplica

0 2 4 6 8 10 12

A

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

Figura 4. 10. Precisión del método. [Cu(II)] = 0,1 mg·L-1

[dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [H2PO4-/HPO4

2-] = 1,65·10-2 mol·L-1; 10 % etanol.

CAPÍTULO 4

262

De los resultados obtenidos tanto para la repetibilidad como para la

reproducibilidad podemos concluír que el método FIA desarrollado proporciona una

buena precisión en las medidas.

Exactitud

Para evaluarla, se utilizaron las mismas disoluciones de las muestras de

referencia, C31X WSB 10 y C36X CBC 40, que se emplearon para el método de

determinación de Cu(II) en discontinuo y se analizaron en las condiciones optimizadas.

Así, en la tabla 4.5 se muestran los resultados obtenidos al medir ambas muestras de

referencia por cuadruplicado. En ésta se presenta la exactitud, expresada como error

relativo y como porcentaje de recuperación. Como se puede observar, los porcentajes de

recuperación indican que el método FIA desarrollado proporciona valores aceptables

para ambas muestras, verificándose así su exactitud.

Tabla 4.5. Resultados obtenidos en el análisis de las muestras de referencia.

Por tanto, a partir de los resultados obtenidos en este estudio de validación,

podemos concluír que el método FIA propuesto para el análisis de cobre en aguas

naturales presenta un amplio intervalo de linealidad, proporcionando valores exactos y

precisos. Además, el límite de detección obtenido indica una excelente sensibilidad,

similar a la obtenida en la metodología en discontinuo.

3.1.4. Aplicación

Como aplicación del nuevo método se llevó a cabo el análisis de varias muestras

reales con diferentes matrices para determinar su contenido en Cu(II). En este sentido,

se analizó una muestra de agua de río cuyos contenidos determinados por

espectroscopía de emisión de plasma acoplado inductivamente eran: 542 µg·L-1 Cu; 590

Muestra [Cu(II)] certificada (mg·L-1) [Cu(II)] encontrada (mg·L-1) εεεεr (%) %R

C31X WSB 10 0,919 0,897 (± 0,005) -2,39 97,6

C36X CBC 40 1,097 1,051 (± 0,002) -4,19 95,8

Análisis de cobre en muestras acuosas

263

µg·L-1 Zn; 604 µg·L-1 Fe y 63,8 µg·L-1 Pb; y una muestra de agua potable cuyos

contenidos, medidos por espectroscopía de absorción atómica de llama, eran: 13,21

µg·L-1 Cu; 30,90 µg·L-1 Zn; 41,07 µg·L-1 Fe; 146,66 µg·L-1 Al y 2,56 µg·L-1 Mn.

Para el análisis de la primera muestra se efectuó previamente una dilución 1:10

de la misma, mientras que la segunda se midió directamente. En cada caso, los

resultados obtenidos correspondían a la media de los análisis por triplicado efectuados a

tres réplicas de cada una. En la tabla 4.6 se muestran los valores obtenidos al medir

ambas muestras por las técnicas espectroscópicas empleadas y mediante el método

propuesto. Los valores entre paréntesis expresan la incertidumbre asociada a cada una

de las medidas en forma de desviación estándar. Además, se obtuvieron errores relativos

similares para ambas cuando se comparó la concentración obtenida por el método con la

encontrada mediante ICP (agua de río) y FAAS (agua potable). Por último, los valores

encontrados del estadístico t para la comparación de medias experimentales son

inferiores a los tabulados (t = 2,78 para n = 4 y α = 0,05), indicando así la ausencia de

diferencias estadísticamente significativas entre las medias.

Tabla 4.6. Resultados obtenidos en el análisis de muestras reales.

3.2. MÉTODO DE DETERMINACIÓN POR PRECONCENTRACIÓN

A continuación se describen los resultados obtenidos para la puesta a punto de

un método de preconcentración de cobre en muestras salinas mediante un sistema de

membrana líquida de volumen y su posterior medida espectrofotométrica utilizando el

método de análisis por inyección en flujo previamente optimizado.

3.2.1. Estudios Preliminares

Como se ha mencionado anteriormente, la disolución receptora utilizada en el

sistema de preconcentración de cobre consistía en una disolución de ácido nítrico

Muestra [Cu(II)] referencia, µg·L-1 [Cu(II)] encontrada, µg·L-1 εεεεr (%) t

Agua de río 54,2 (± 4,2) 52,50 (± 0,72) - 3,14 0,69

Agua potable 13,21 (±0,44) 12,82 (± 0,20) -2,95 1,40

CAPÍTULO 4

264

(HNO3) 2,13 mol·L-1. Por tanto, los primeros ensayos que se realizaron consistieron en

la comprobación de la bondad del sistema FIA previamente desarrollado. Para ello, se

prepararon disoluciones que contenían 0, 50 y 100 µg·L-1 de cobre en ácido nítrico 2,13

mol·L-1 y se midieron espectrofotométricamente a 370 nm en las condiciones

optimizadas. Los resultados obtenidos mostraron ligeros aumentos de la absorbancia

con la concentración de cobre en las disoluciones. No obstante, la acidez elevada de

éstas hacía que las medidas no se realizaran al valor adecuado de pH para el sistema, lo

cual se comprobó recogiendo la mezcla entre el reactivo y las disoluciones de cobre a la

salida del tubo de reacción y midiendo el pH. De acuerdo con esto, el siguiente paso

consistió en variar la concentración de la disolución reguladora y comprobar si tenía la

suficiente capacidad amortiguadora como para llevar las disoluciones hasta el valor

adecuado. De nuevo se utilizaron las disoluciones de cobre mencionadas anteriormente

y se efectuaron las medidas correspondientes. Los resultados obtenidos fueron similares

a los anteriores, de nuevo como consecuencia de la elevada acidez que aún presentaban

las disoluciones, el pH se encontraba en torno a 1. A continuación se modificó el

sistema introduciendo un canal adicional por el que circulaba la disolución reguladora

preparada a su concentración máxima, 0,51 mol·L-1, como se muestra en la figura 4.11.

Éste se unía con el canal de muestra antes de alcanzar la válvula de inyección. De esta

forma, la disolución que se mezclaba con el reactivo una vez realizada la inyección ya

estaba previamente tamponada. En esta ocasión, el pH que se obtenía para las

disoluciones recogidas a la salida del tubo de reacción estaba próximo a 2.

Figura 4.11. Representación esquemática del sistema FIA. M: Muestra; T: Disolución reguladora 0,51 mol·L-1; R: Reactivo ([dPKBH] = 3,3·10-4 mol·L-1; [H2PO4

-/HPO42-] = 1,65·10-2 mol·L-1; 10% etanol).

B.P. Bomba Peristáltica; V.I. Válvula de inyección; T.R. Tubo de reacción; Det. Detector (370 nm) y D: Desechos.

V.I.

D

D

HNO3

T.R.

M

R

T

B.P.

Det

Análisis de cobre en muestras acuosas

265

Del comportamiento mostrado por el sistema hasta el momento, resultaba

evidente que la disolución reguladora utilizada no era adecuada para mantener el pH en

las condiciones óptimas de medida. Además, se modificaba completamente el sistema

previamente optimizado ya que se introducían dos nuevos canales.

En este sentido, se procedió a seleccionar una nueva disolución reguladora que

fuera capaz de mantener el pH en el valor adecuado. Para ello, se utilizó una disolución

de NH4Cl/NH3 1,70 mol·L-1. En primer lugar se midió el pH de la mezcla resultante de

las disoluciones de ácido nítrico y de tampón a la salida del tubo de mezcla,

obteniéndose valores de 8,4. Esto indicaba que la disolución reguladora tenía la

suficiente capacidad amortiguadora para llevar la mezcla hasta el valor de pH necesario.

A continuación, se midió el pH de la disolución que se obtenía cuando la mezcla se unía

con el canal de reactivo. Para ello, se recogió un volumen adecuado de ésta a la salida

del tubo de mezcla y se midió el pH, comprobándose nuevamente que el valor obtenido

era el adecuado para el sistema, en esta ocasión 8,3. Posteriormente, y al objeto de

simplificar el sistema de medida, se eliminó la disolución reguladora de fosfatos de la

disolución del reactivo FIA y se sustituyó por la nueva disolución reguladora, esto es, la

disolución de NH4Cl/NH3. De esta forma se conseguía eliminar uno de los dos canales

adicionales que previamente se habían introducido. De este modo, el sistema de

preconcentración con membrana acoplado al FIA quedaba como se muestra en la figura

4.12. Como se puede observar, aparece un canal adicional con respecto al sistema FIA

previamente desarrollado. Esto era consecuencia de la necesidad de disponer de un

canal por el que circulase la disolución de HNO3 2,13 mol·L-1 con una doble función:

por una parte, esta disolución actuaba como transportador de la muestra antes de entrar

en contacto con la disolución de reactivo y, por otra, se utilizaba para regenerar la

disolución receptora de la membrana una vez que se retiraba parte de ésta con el ión

metálico.

CAPÍTULO 4

266

Figura 4.12. Representación esquemática del sistema desarrollado. A.M.: Agitador magnético; M.L.: Vaso de membrana líquida; M: Muestra; T: Transportador (HNO3 2,13 mol·L-1); R: Reactivo ([dPKBH] = 3,3·10-4 mol·L-1; [NH4Cl/NH3] = 0,85 mol·L-1; 10% etanol); B.P.: Bomba peristáltica; V.I.: Válvula de inyección y D: Desechos.

Por tanto, los resultados obtenidos en los ensayos preliminares sugirieron la

necesidad de realizar algunas modificaciones sobre el sistema FIA previamente

desarrollado. En primer lugar, la disolución del reactivo FIA mantenía la concentración

de dPKBH pero se utilizaba una disolución reguladora NH4Cl/NH3 0,85 mol·L-1 para

controlar el pH del sistema. Y, en segundo lugar, se hacía necesaria la introducción de

un canal adicional por el que circulara la disolución de HNO3 2,13 mol·L-1.

A continuación se describirán los estudios realizados para la optimización del

nuevo sistema.

3.2.2. Optimización Univariante

Como ya se mencionó anteriormente, las variables a optimizar fueron el

volumen de muestra, la longitud del tubo de reacción y el caudal del reactivo

transportador. En todos los casos, por cada uno de los canales que formaban el sistema

circulaban las siguientes disoluciones: el canal de muestra contenía 1,0 mg·L-1 Cu(II) en

una disolución de HNO3 2,13 mol·L-1; el canal del transportador estaba formado por una

disolución de HNO3 2,13 mol·L-1 y el canal de reactivo consistía en una disolución que

D

M.L.

M

T.R.

T R

B.P.

370,0 nm

A.M.

V.I.

Det.

Análisis de cobre en muestras acuosas

267

estaba formada por una mezcla del reactivo espectrofotométrico ([dPKBH] = 3,3·10-4

mol·L-1); una disolución reguladora de NH4Cl/NH3 0,85 mol·L-1 y un 10% de etanol

para asegurar la disolución del dPKBH.

A continuación se describen los resultados obtenidos en los estudios realizados.

Volumen de muestra

El estudio se llevó a cabo variando el volumen de muestra inyectado entre 66 µL

y 946 µL, manteniendo invariable el caudal de reactivo (3,2 mL·min-1) y la longitud del

tubo de reacción (1,98 m). Cada punto experimental se calculó como el valor medio de

al menos tres medidas repetidas, estimándose la precisión, en forma de desviación

estándar, para cada uno de ellos. En la figura 4.13 se muestran los resultados obtenidos,

y en ella puede observarse, como cabía esperar, un rápido aumento de la absorbancia del

complejo con el volumen de inyección. Esta tendencia se mantiene hasta un volumen de

aproximadamente 600 µL, valor para el cual las condiciones químicas e hidrodinámicas

prevalecen sobre el volumen de muestra, y por lo tanto, un aumento de éste no supone

un aumento en la señal.

Figura 4.13. Optimización del volumen de muestra. Caudal, 3,2 mL·min-1; Longitud del tubo de reacción, 1,98 m. ([Cu(II)] = 1,0 mg·L-1; [dPKBH] = 3,3·10-4 mol·L-1; [NH4Cl/NH3] = 0,85 mol·L-1; 10% de etanol). ∆A = Acomplejo – Ablanco.

Vol. muestra (µL)

0 200 400 600 800 1000

∆ A

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

CAPÍTULO 4

268

Para experimentos posteriores se eligió un volumen de muestra de 566 µL.

Longitud del tubo de reacción

La optimización de éste se llevó a cabo de forma análoga al anterior,

manteniendo constante el caudal de reactivo (3,2 mL·min-1), y con el volumen de

muestra previamente optimizado, esto es, 566 µL. En estas condiciones, la longitud del

tubo se varió entre 0,98 y 3,48 m, mostrándose los resultados en la figura 4.14. Igual

que en el apartado anterior, las barras verticales indican la precisión de las medidas que

se efectuaron, expresadas como la desviación estándar de tres inyecciones sucesivas.

De los resultados obtenidos se observa que la absorbancia del complejo es

prácticamente constante para las distintas longitudes del tubo de reacción ensayadas.

Además, la precisión de las medidas realizadas es similar en todos los casos, por lo que

se seleccionó como óptima la longitud del tubo de reacción más pequeño utilizado, es

decir, 0,98 m.

Figura 4.14. Optimización del tubo de reacción. Caudal, 3,2 mL·min-1; Volumen de muestra 566 µL. Resto de condiciones como en la Figura 4.13.

Tubo reacción (m)

1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5

∆ A

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

Análisis de cobre en muestras acuosas

269

Caudal del transportador

Para la optimización de esta variable se mantuvieron constantes, y en los valores

previamente optimizados, el volumen de muestra (566 µL) y la longitud del tubo reactor

(0,98 m), mientras que el caudal de la disolución de reactivo se varió entre 2,4 mL·min-1

y 5,2 mL·min-1. En la figura 4.15 se muestran los resultados obtenidos, e igual que en

los casos precedentes, las barras indican la precisión de los datos para cada una de las

velocidades ensayadas.

Como puede observarse, la absorbancia del complejo aumenta ligeramente con

un aumento del caudal hasta 3,2 mL·min-1, donde se obtiene la máxima señal. En estas

condiciones, la mezcla entre la muestra y el reactivo, es decir, las características

químicas del sistema, prevalecen frente a las hidrodinámicas. Si se continúa

aumentando el caudal, se produce el comportamiento inverso, la señal analítica

disminuye como consecuencia de una mayor dispersión de la zona de muestra.

Figura 4.15. Optimización del caudal. Volumen de muestra: 566 µL; longitud del tubo de reacción: 0,98 m. Resto de condiciones como en la Figura 4.13.

Q (mL.min-1)

2 3 4 5 6

∆Α

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

CAPÍTULO 4

270

En resumen, las condiciones consideradas óptimas para el sistema mediante el

proceso de optimización univariante fueron las siguientes: volumen de muestra: 566 µL;

longitud del tubo de reacción: 0,98 m; caudal del transportador: 3,2 mL·min-1.

A continuación se describirán los resultados obtenidos mediante optimización

multivariante.

3.2.3. Optimización Multivariante mediante el Método Símplex Modificado

Con este método se optimizaron de manera simultánea las tres variables

hidrodinámicas que controlaban el comportamiento del sistema, esto es, el volumen de

muestra, la longitud del tubo de reacción y el caudal del transportador. En primer lugar,

a partir de los valores obtenidos para cada una de las variables tras la optimización

univariante, se definieron las condiciones iniciales para cada una de ellas y se estableció

como función respuesta la absorbancia media obtenida al realizar las medidas por

cuadruplicado. A continuación se estableció como criterio para detener el símplex el de

las variaciones de las medidas de las respuestas (Anexo I), ya utilizado anteriormente.

Antes de iniciar el proceso de optimización se calculó experimentalmente la varianza

del método. Para ello, se midieron varias muestras con el mismo contenido de Cu(II) (1

mg·L-1), utilizando las condiciones optimizadas previamente, resultando ser: sm2 =

4,25·10-6. Con este valor de varianza y el correspondiente a cada símplex se calculaban

los distintos valores de F y se comparaban con el valor teórico (F = 1,72 para p = 0,67 y

V1 = V2 = 3, tabla 1, Anexo I). El proceso de evaluación finalizó cuando para un

determinado símplex la relación entre las varianzas fue menor que el valor teórico,

encontrándose las condiciones óptimas en aquel experimento cuya respuesta fuera la

más alta de entre los 4 que componían el símplex.

Una vez establecidas las condiciones en las que se iba a llevar a cabo el proceso

de optimización multivariante, se comenzaron a realizar las distintas experiencias. Así,

en la tabla 4.7 se muestran los valores para cada una de las variables de los 4

experimentos que constituían el símplex inicial. En todos los casos se medía la

absorbancia de una muestra que contenía 1 mg·L-1 Cu(II).

Análisis de cobre en muestras acuosas

271

Tabla 4.7. Valores del símplex inicial. V: volumen de muestra; L: longitud del tubo de reacción; Q: caudal del transportador.

Tras la realización de los mismos, y aplicando las reglas del método símplex

modificado para la obtención de las coordenadas del siguiente vértice, se realizaron los

experimentos que se muestran en la tabla 4.8.

Tabla 4.8. Resultados de la optimización símplex para las variables que controlan el sistema. I: Símplex inicial; R: Reflexión; C+: Contracción positiva.

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1) A Tipo

1 166 3,98 1,74 0,056 I

2 166 1,98 3,16 0,065 I

3 566 1,98 1,74 0,073 I

4 566 3,98 3,16 0,074 I

5 699 1,31 3,63 0,076 R

6 1055 2,87 2,52 0,075 R

7 833 2,65 2,67 0,076 C+

8 833 3,31 4,56 0,076 R

9 766 2,98 3,85 0,070 C+

En la tabla 4.9 se muestran los valores obtenidos para cada uno de los símplex

que se iban formando en el proceso de optimización. Como se puede observar, en el

símplex número tres el valor de F calculado (0,53) fue menor que el teórico, lo cuál

indicaba que las variaciones de las respuestas surgían como consecuencia de errores

aleatorios y, por tanto, se había alcanzado el máximo. Éste se encontraba formado por

los experimentos 3, 4, 5 y 7 y, como se puede observar, el valor más alto de absorbancia

(función respuesta) se obtenía para los experimentos 5 y 7. No obstante, las medidas

Vértice V (µL) L (m) Q (mL·min-1)

1 166 3,98 1,74

2 166 1,98 3,16

3 566 1,98 1,74

4 566 3,98 3,16

CAPÍTULO 4

272

obtenidas en las condiciones del experimento 5 mostraban mejor precisión, por lo que

las condiciones óptimas seleccionadas fueron las correspondientes al mismo: Volumen

de muestra: 699 µL, longitud del tubo de reacción: 1,31 m y caudal del transportador:

3,63 mL·min-1.

Tabla 4.9. Progreso del símplex. A: absorbancia media del símplex; Ss2: Varianza del símplex

Nº símplex Experimentos A Ss2 F (Ss

2 / s2)

1 1, 2, 3 y 4 0,067 7,00·10-5 16,47

2 2, 3, 4 y 5 0,072 2,33·10-5 5,49

3 3, 4, 5 y 7 0,075 2,25·10-6 0,53

4 4, 5, 7 y 9 0,074 6,33·10-6 1,49

Las condiciones óptimas que se alcanzaron mediante la optimización símplex

dieron lugar a valores de absorbancia para la muestra semejantes a los que se obtenían

mediante la optimización univariante. En esta ocasión, los valores de las tres variables

optimizadas eran superiores a los obtenidos mediante la etapa previa de pre-

optimización. Este hecho puede justificarse por las siguientes razones:

1ª. En la optimización univariante se obtuvieron valores de absorbancia

prácticamente constantes tanto para la longitud del tubo de reacción como para

el caudal de reactivo. Esto indicaba que para un volumen de muestra fijo, ambas

variables no ejercían un efecto importante sobre el comportamiento del sistema,

dentro de los intervalos estudiados.

2ª. El volumen de muestra era la única variable que afectaba al comportamiento

del sistema en la etapa de pre-optimización. No obstante, a partir del volumen

seleccionado como óptimo los valores que se obtenían para la absorbancia eran

prácticamente constantes, por lo que se podría haber seleccionado un volumen

mayor. El criterio utilizado para dicha elección se basó en un menor consumo de

muestra por análisis, lo cual estaba directamente relacionado con un menor

consumo de reactivos.

Análisis de cobre en muestras acuosas

273

3ª. Cuando se estudió el efecto que producía sobre el comportamiento del

sistema la variación simultánea de las tres variables utilizando la optimización

multivariante, la respuesta que se obtuvo estaba en consonancia con la obtenida

previamente. En la tabla 4.8 se puede observar cómo al aumentar el volumen de

muestra para los 4 primeros experimentos se obtiene un aumento de la

absorbancia medida, independientemente de los valores asignados a la longitud

del tubo de reacción y al caudal del transportador. No obstante, para los

experimentos siguientes el valor de la absorbancia se mantenía prácticamente

constante como consecuencia de que los volúmenes de muestra necesarios ya se

encontraban en la zona en el que éste no afectaba al comportamiento del sistema.

En resumen, las condiciones optimizadas utilizando el método de optimización

símplex mostraron valores superiores para las tres variables respecto de los que se

obtuvieron para las mismas mediante la optimización univariante. Además, las

respuestas obtenidas en ambas casos eran prácticamente las mismas. Dado que la

optimización multivariante tenía en cuenta los efectos producidos sobre el sistema

cuando se variaban simultáneamente todas las variables, para las siguientes experiencias

que se llevaron a cabo se emplearon las condiciones optimizadas en el símplex, es decir:

Volumen de muestra: 699 µL.

Longitud del tubo de reacción: 1,31 m.

Caudal del transportador: 3,63 mL·min-1.

3.2.4. Validación del método

Después de la obtención de las condiciones óptimas para el nuevo sistema de

análisis por inyección en flujo desarrollado, y antes de proceder a su acoplamiento al

sistema de membrana líquida de volumen, se validó el método estudiando el intervalo

de concentración de cobre para el cual la relación entre ésta y la absorbancia era lineal,

los límites de detección y cuantificación así como la precisión.

A continuación se muestran los resultados que se obtuvieron.

CAPÍTULO 4

274

Intervalo de linealidad

En esta ocasión se prepararon una serie de disoluciones de ácido nítrico 2,13

mol·L-1 en las que se variaba la concentración final de cobre y posteriormente se

realizaba la medida espectrofotométrica de las mismas a 370 nm frente a su blanco

correspondiente. En la figura 4.16 se muestran los resultados obtenidos, los cuales

mantenían un comportamiento lineal hasta 25 mg·L-1 Cu(II). Dicha concentración

marcaba, por tanto, el final del intervalo de aplicabilidad.

En este intervalo, la ecuación de ajuste para la recta de calibrado que regía el

comportamiento del sistema tenía la siguiente expresión:

A = 0,062 (± 0,001) [Cu(II)] + 0,015 (± 0,014) r2 = 0,9987

En dicha ecuación, los intervalos de confianza para la pendiente y la ordenada en

el origen se calcularon como tsa y tsb, siendo sb y sa las desviaciones estándar relativas

para la pendiente y la ordenada en el origen, respectivamente, y t es el parámetro de la

distribución de Student para n-2 grados de libertad al 95% de confianza (p = 0,05).

[Cu2+], mg·L-1

0 5 10 15 20 25 30 35 40

A

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

Figura 4.16. Intervalo de linealidad para Cu(II). [dPKBH] = 3,25·10-4 mol·L-1; [NH4Cl/NH3] = 0,85 mol·L-1; 10% etanol.

Análisis de cobre en muestras acuosas

275

Límites de detección y de cuantificación

Igual que en ocasiones anteriores, se procedió al cálculo del límite de detección

del método construyendo diversas rectas de calibrado en las que se variaba la

concentración de cobre en las disoluciones. En la tabla 4.10 se muestran los parámetros

de ajuste de las rectas de regresión obtenidas para los diferentes intervalos de

concentración estudiados. Cada una de ellas se construyó con al menos cinco puntos,

realizándose las medidas por triplicado para cada uno de ellos. Para calcular el límite de

detección se utilizó el criterio del cociente entre tres veces la desviación estándar de la

ordenada en el origen y la pendiente de la recta, obteniéndose un valor de 12 µg·L-1 para

el sistema FIA desarrollado. Este valor resulta del mismo orden de magnitud que el que

se obtuvo en la puesta a punto del sistema FIA anterior, indicando una buena

sensibilidad para éste.

Por otra parte, el límite de cuantificación obtenido fue de 41,7 µg·L-1.

Tabla 4.10. Intervalos de concentración empleados para calcular el límite de detección.

Intervalo (mg·L-1) Ordenada

en el origen Pendiente R2 asa

asb L.D. (mg·L-1)

0 – 2 7,7·10-4 0,071 0,999 0,0009 0,0008 0,036

0 - 1 5,5·10-4 0,072 0,999 0,0003 0,0006 0,012

0 - 0,4 6,6·10-3 0,052 0,997 0,0003 0,0015 0,018

a sa y sb son las desviaciones estándar de la ordenada en el origen y la pendiente, respectivamente.

Precisión

Por último, se calculó la precisión del método analizando en las condiciones ya

optimizadas once disoluciones de ácido nítrico 2,13 mol·L-1 que contenían 1 mg·L-1

Cu(II) cada una. Los resultados que se obtuvieron se muestran en la figura 4.17,

reflejando una buena repetitividad en las medidas y, por tanto, la adecuación del sistema

desarrollado. El valor de la desviación estándar relativa para estas condiciones fue:, lo

cual.

R.S.D. = 1,20%

CAPÍTULO 4

276

3.2.5. Sistema de Membrana Líquida de Volumen

Una vez que se obtuvieron las condiciones químicas e hidrodinámicas más

favorables para que se pudiera acoplar el sistema de análisis por inyección en flujo al

sistema de membrana líquida de volumen, se procedió a realizar el estudio sobre éste

último. Como ya se mencionó al principio de este capítulo, el sistema de membrana

líquida que se iba a utilizar consistía en dos vasos concéntricos en los que se

depositaban las disoluciones cargada (disoluciones conteniendo el analito) y receptora

(ácido nítrico 2,13 mol·L-1) unidas por una disolución orgánica (que actuaba como

membrana) de ácido di-2-etilhexilfosfórico (dEHPA) disuelto en keroseno, como se

mostraba en la figura 4.5.

Eficacia del sistema de membrana líquida

Para cuantificar la eficacia del transporte de Cu(II) a través de la membrana

líquida se eligió la permeabilidad, empleándose las condiciones experimentales que se

muestran en la tabla 4.11. Las distintas experiencias se realizaron con agitación

simultánea de ambas fases acuosas mediante un agitador magnético a 1.000 rpm,

Réplica

0 2 4 6 8 10 12

A

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

Figura 4.17. Precisión del método.

Análisis de cobre en muestras acuosas

277

calculándose la concentración de Cu(II) en cada una de ellas periódicamente mediante

determinación espectrofotométrica utilizando el sistema FIA previamente optimizado, y

que se mostraba en la figura 4.12.

Tabla 4.11. Condiciones utilizadas en las experiencias de Membrana Líquida de Volumen.

Disolución cargada Membrana Disolución receptora

V = 48 mL V = 7 mL V = 8,5 mL

0,5 mg·L-1 Cu(II) 144 mmol·L-1 dEHPA 2,13 mol·L-1 HNO3

35 g·L-1 NaCl Keroseno

pH = 5

Los experimentos se realizaron durante 120 minutos, tomando medidas de

absorbancia de la disolución receptora cada 30 minutos. Para el sistema empleado el

área de la membrana (que en este caso se trataba de una corona circular) era de 12,94

cm2, obteniéndose un valor para el coeficiente de permeabilidad de P = 0,0295 ± 0,0032

cm·min-1.

t, min

0 60 120 180 240 300 360 420

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

Figura 4.18. Extracción de cobre en función del tiempo con el sistema de Membrana Líquida de Volumen.

CAPÍTULO 4

278

Cuando se prolongaron los tiempos de cada experimento hasta los 420 minutos,

se observó un aumento progresivo en el porcentaje de extracción hasta 330 minutos,

momento a partir del cual éste permanecía prácticamente constante. En la figura 4.18 se

muestran los resultados obtenidos. Para un tiempo de agitación de 330 minutos, el

porcentaje de extracción que se obtuvo fue 96,24%. En estas condiciones, y

considerando las características del diseño del sistema de membrana utilizado, se obtuvo

un factor de preconcentración para el ión metálico de 5,43.

Aplicación

Una vez que se obtuvieron las condiciones más adecuadas para que tuviera lugar

el proceso de preconcentración del ión metálico, se procedió a verificar la aplicabilidad

del sistema. Para ello, se prepararon diversas disoluciones con un contenido salino de 35

y con distintas concentraciones de Cu(II) ajustando previamente su pH a 5 mediante la

adición de una disolución reguladora NaAc/HAc 0,43 mol·L-1. Transcurridos los 330

minutos de agitación, se realizaba la correspondiente medida espectrofotométrica a 370

nm con el sistema FIA acoplado. Cada disolución se medía al menos por triplicado,

mostrándose los resultados que se obtuvieron en la tabla 4.12. En ésta aparecen, además

de la desviación estándar (s) para las medidas y el error relativo cometido, los valores

para el parámetro t de la distribución de Student calculados para comparar los resultados

experimentales con los valores de concentración iniciales. Este parámetro adopta un

valor de 4,30 para 2 grados de libertad y una probabilidad del 95%. Como se puede

observar, en ningún caso se obtienen valores superiores al tabulado, lo que indica que

no existen diferencias estadísticamente significativas entre los resultados. Esto quiere

decir que no se aprecian errores sistemáticos en el sistema desarrollado.

Tabla 4.12. Resultados obtenidos para distintas disoluciones de Cu(II) con el sistema desarrollado.

[Cu(II)] ini, mg·L-1 [Cu(II)] enc, mg·L-1 s εεεεr (%) t

0,500 0,503 0,006 0,6 2,6

0,300 0,304 0,002 1,3 3,5

0,100 0,102 0,002 2,0 1,7

0,020 0,018 0,002 -10,0 1,7

Análisis de cobre en muestras acuosas

279

3.3. MÉTODO DE PRECONCENTRACIÓN POR TÉCNICAS EXTRAC TIVAS

MEDIANTE EL USO DE 1,2-CHBBH

A continuación se muestran los resultados obtenidos para la determinación de

cobre siguiendo el procedimiento descrito en el apartado 2.3 de este capítulo.

3.3.1. Ensayos Preliminares

Para que el reactivo pudiera utilizarse como agente extractante de cobre era

necesario que éste se encontrara disuelto en un disolvente apropiado. En este sentido, de

los distintos disolventes que se ensayaron (keroseno, xileno y tolueno), se comprobó

que la solubilidad del reactivo decrecía siguiendo el orden: tolueno > keroseno > xileno.

Por tanto, se seleccionó tolueno como el disolvente más apropiado para preparar las

disoluciones del reactivo. Además, se observó que la adición de un pequeño volumen de

dimetilformamida (DMF) antes del disolvente seleccionado favorecía aún más la

solubilidad. Así, se encontró que adicionando un porcentaje final de DMF del 2% (v/v)

antes del tolueno era suficiente para preparar disoluciones adecuadas del reactivo. Por

tanto, en adelante todos los ensayos se realizaron preparando disoluciones de 1,2-

CHBBH disuelto en tolueno y con un 2% (v/v) de dimetilformamida.

Una vez que se seleccionó el disolvente más apropiado, se realizaron una serie

de ensayos previos para confirmar la extracción de cobre. Para ello, se preparó una

disolución de 1,2-CHBBH en tolueno y 2% (v/v) de DMF cuya concentración

garantizara que éste se encontraba en todo momento en exceso respecto de las

disoluciones acuosas que contenían cobre (1 mg·L-1). En este sentido, se seleccionó

como adecuada una concentración de reactivo 2,57·10-3 mol·L-1. A continuación, y tras

llevar a cabo la extracción mediante agitación manual durante 5-15 minutos, se medía la

fase acuosa resultante mediante espectroscopía de absorción atómica de llama. Así, se

comparaban los valores de absorbancia obtenidos para cada una de las disoluciones

acuosas ensayadas, una vez restados sus blancos correspondientes, con los de

disoluciones que contenían 1 mg·L-1 Cu(II). Los resultados indicaban, en general, un

aumento progresivo en la cantidad de cobre extraído con el tiempo de agitación. No

obstante, en ningún caso se obtuvieron porcentajes de extracción superiores al 60%, lo

CAPÍTULO 4

280

cual indicaba que en esas condiciones aún no se había alcanzado el equilibrio. Además,

para cada tiempo ensayado, los valores encontrados para las distintas réplicas

presentaban una gran variabilidad, por lo que para realizar los ensayos posteriores se

decidió utilizar la agitación mecánica de los tubos así como un tiempo de agitación de

los mismos de una hora.

3.3.2. Extracción de cobre

De manera general, la extracción de iones cobre de una disolución acuosa por

agentes quelatantes puede representarse por el siguiente equilibrio:

Cu2+(ac) + 2 HR(org) � (CuR2)(org) + 2 H+

(ac) (1)

en el que los subíndices “ac” y “org” se refieren a las disoluciones acuosas y orgánicas,

respectivamente. El reactivo orgánico, 1,2-CHBBH en nuestro caso, se representa por

HR, mientras que el complejo de cobre formado, por CuR2. En las condiciones

adecuadas, será posible desplazar el equilibrio (1) hacia la formación del complejo

mediante una reacción de intercambio de ligandos. En ésta, se producirá la sustitución

de las moléculas de agua de la esfera de coordinación del ión cobre (seis, no indicadas

en la reacción para simplificar) por moléculas del reactivo orgánico. De este modo, el

complejo formado será soluble en la disolución orgánica.

A continuación se describen los resultados obtenidos para la puesta a punto de

un método de extracción de cobre utilizando 1,2-CHBBH como reactivo extractante.

Pre-optimización univariante

En esta primera etapa del estudio se realizaron diversas experiencias

encaminadas a comprobar cómo le afectaba al proceso de extracción la variación de una

variable cada vez mientras se mantenían constantes las restantes. Como ya se ha

mencionado, éstas fueron el pH de la disolución acuosa, la concentración de reactivo

(1,2-CHBBH), el tiempo de agitación y la salinidad de la disolución acuosa. A

continuación se muestran los resultados obtenidos.

Análisis de cobre en muestras acuosas

281

Figura 4.19. Influencia del pH en la extracción de 1 mg·L-1 Cu(II). Tiempo de agitación: 60 minutos. Velocidad de agitación: 40 tpm. ● Relación molar 1:1 (Cu:1,2-CHBBH). ■ Relación molar 1:10 (Cu:1,2-CHBBH).

Efecto del pH de la disolución acuosa

Para comprobar cómo afectaba esta variable al sistema de extracción, se

prepararon distintas disoluciones acuosas que contenían 1 mg·L-1 Cu(II) pero a las que

se variaba su pH en el intervalo comprendido entre 1 y 11 mediante la adición de

pequeños volúmenes de ácido nítrico (HNO3) ó hidróxido sódico (NaOH) según fuese

necesario. Del mismo modo se prepararon los correspondientes blancos, pero en

ausencia de cobre. Para realizar estas experiencias se utilizaron dos concentraciones de

reactivo diferentes: 1,57·10-5 mol·L-1 y 1,57·10-4 mol·L-1, que suponían relaciones

molares 1:1 y 1:10 con las disoluciones acuosas, respectivamente.

Una vez preparadas las disoluciones, se tomaban alícuotas del mismo volumen

de sendas disoluciones acuosas y orgánicas y se procedía como se indicaba en el

apartado 2.3.2. Inicialmente, y antes de comenzar la agitación, se observaba cómo las

disoluciones que poseían un valor de pH más elevado provocaban un aumento en la

intensidad de la coloración amarilla de las disoluciones de reactivo con las que entraban

en contacto. Este hecho ya evidenciaba la posibilidad de que el proceso de extracción

fuese más completo a medida que aumentara el pH de las disoluciones acuosas.

pH

0 2 4 6 8 10 12

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

CAPÍTULO 4

282

Los resultados obtenidos se muestran en la figura 4.19, representando las barras

verticales la desviación estándar de los valores obtenidos al efectuar medidas por

triplicado de muestras duplicadas. En ésta se puede observar que cuando el reactivo se

encontraba en exceso respecto del cobre la extracción era prácticamente completa a

partir de pH 6. Por otra parte, si el reactivo no se encontraba en exceso respecto del

cobre no se alcanzaba el 100% de extracción hasta valores de pH superiores a 8. Estos

hechos confirmaban las sospechas iniciales cuando se ponían en contacto ambas

disoluciones: la extracción del analito tendrá lugar en mayor extensión para valores de

pH más altos.

Por tanto, para valores de pH superiores a 6 y con exceso de reactivo, la

extracción de 1 mg·L-1 Cu(II) será completa.

Efecto de la concentración de 1,2-CHBBH

Como se ha mostrado en el apartado anterior, la eficacia del proceso de

extracción no depende sólo de la acidez de las disoluciones acuosas que contienen el

analito sino también de la concentración de reactivo con la que se ponen en contacto.

Por tanto, para estudiar el efecto que producía la concentración de reactivo en el

proceso, se prepararon disoluciones de 1,2-CHBBH en tolueno y con un 2% v/v final de

DMF a las que se varió su concentración final entre 1,7·10-5 mol·L-1 y 1,7·10-3 mol·L-1,

así como disoluciones acuosas de 1 mg·L-1 Cu(II) a tres valores de pH diferentes (4, 6 y

8).

De los resultados que se obtuvieron, mostrados en la figura 4.20, se desprende,

como cabía esperar, la dependencia que la extracción presenta frente al pH. En este

sentido, para valores de pH básicos, se completa la extracción para valores de

extractante más bajos, pues con 5,5·10-5 mol·L-1 de 1,2-CHBBH la extracción es ya

cuantitativa.

Por otro lado, en todos los casos se observa un aumento progresivo del

porcentaje de extracción con la concentración de 1,2-CHBBH. Así, para las

disoluciones acuosas de pH 6, una concentración de reactivo 1,7·10-4 mol·L-1 es

suficiente para obtener la extracción completa del analito, mientras que se necesita una

Análisis de cobre en muestras acuosas

283

concentración más elevada, al menos 1,7·10-3 mol·L-1, cuando el pH de la disolución

acuosa es más ácido.

Por tanto, para obtener la máxima eficacia del proceso de extracción se puede

utilizar una disolución de 1,2-CHBBH disuelta en tolueno y con un 2% v/v final de

DMF de concentración 1,7·10-4 mol·L-1 cuando las disoluciones acuosas que contienen

el analito se encuentran a pH 6.

Influencia del tiempo de agitación

En los procesos de extracción líquido-líquido es necesario que ambas fases se

mantengan en contacto durante un determinado periodo de tiempo para que se alcance

el equilibrio. En este sentido, para comprobar cómo afectaba el tiempo de agitación al

proceso de extracción, se realizaron medidas de la concentración de cobre en las

disoluciones acuosas resultantes desde 5 minutos hasta 3 horas mediante espectroscopía

de absorción atómica de llama.

Figura 4.20. Influencia de la concentración de reactivo en la extracción. [Cu(II)] = 1 mg·L-1 ● pH 4; ■ pH 6; ▲ pH 8. Tiempo de agitación: 60 minutos. Velocidad de agitación: 40 tpm.

[1,2-CHBBH] / 105 mol·L-1

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

CAPÍTULO 4

284

En este momento cabe señalar que las disoluciones que se emplearon se

prepararon teniendo en cuenta las condiciones previamente optimizadas. Así, se usó

como fase acuosa una disolución de pH 6 que contenía 1 mg·L-1 Cu(II) mientras que la

fase orgánica consistía en una disolución de 1,2-CHBBH 1,7·10-4 mol·L-1.

En la figura 4.21 se muestran los resultados, indicando las barras verticales la

desviación estándar de los valores obtenidos. Como se puede observar, a medida que

aumenta el tiempo de agitación se incrementa la eficacia del proceso, siendo ésta

máxima a partir de una hora, momento en el cual todo el cobre habría pasado desde la

fase acuosa a la orgánica.

Influencia de la salinidad

Una vez que se obtuvieron las condiciones más favorables para que tuviera lugar

el proceso de extracción de cobre en disoluciones acuosas, se procedió a verificar su

aplicabilidad a disoluciones salinas. Para ello, utilizando las condiciones previamente

optimizadas, se llevó a cabo el procedimiento de extracción empleando disoluciones que

t (min)

0 30 60 90 120 150 180

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

Figura 4.21. Influencia del tiempo de agitación en la extracción. [Cu(II)] = 1 mg·L-1 pH = 6; [1,2-CHBBH] = 0,17 mM; Vel. de agitación = 40 tpm.

Análisis de cobre en muestras acuosas

285

contenían 1 mg·L-1 Cu(II) a pH 6 pero en las que su concentración salina variaba entre 0

y 35 g·L-1 de NaCl.

En esta ocasión, para efectuar las medidas espectroscópicas se utilizaron rectas

de calibrado en las que los patrones estaban preparados conteniendo la misma

concentración en NaCl que las disoluciones ensayadas.

En la figura 4.22 se muestran los resultados que se obtuvieron, indicando de

nuevo las barras verticales la desviación estándar de las medidas efectuadas.

Como se puede observar, el comportamiento del sistema de extracción resulta

ser independiente de la salinidad, consiguiéndose prácticamente la máxima eficacia

incluso para las disoluciones con salinidad más elevada, y verificándose con ello la

aplicabilidad a todo tipo de aguas naturales, estuáricas, marinas, etc.

Una vez concluída esta primera etapa, las condiciones más favorables para el

proceso de extracción de cobre con 1,2-CHBBH son las que se indican a continuación:

NaCl / g·L-1

0 10 20 30 40

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

Figura 4.22. Influencia de la salinidad en la extracción. [Cu(II)] = 1 mg·L-1; [1,2-CHBBH] = 1,7·10-4 mol·L-1; Tiempo de agitación: 60 min; Velocidad de agitación: 40 tpm.

CAPÍTULO 4

286

pH de la disolución acuosa: 6

[1,2-CHBBH] = 1,7·10-4 mol·L-1

Tiempo de agitación: 60 minutos

Optimización Multivariante

Los estudios efectuados para llevar a cabo la optimización univariante han

puesto de manifiesto que las variables optimizadas están muy relacionadas, por lo que

se requiere una optimización multivariante para considerar las interacciones entre ellas.

En este sentido, se optó por el diseño de experimentos para realizar la optimización.

Esta herramienta estadística permite evaluar el comportamiento de un sistema cuando se

modifican al mismo tiempo varias variables, permitiendo con ello tener en cuenta sus

interacciones. Además, si se posee un conocimiento previo sobre la región de cada una

de las variables donde pueden encontrarse las condiciones óptimas del sistema,

seleccionando adecuadamente el tipo de diseño y los niveles para cada una será posible

alcanzarlas mediante la realización de un número pequeño de experimentos. En el caso

que nos ocupa, se estudiaron las mismas variables que en la etapa anterior, esto es: pH

de la disolución acuosa, salinidad de la misma, tiempo de agitación y concentración de

reactivo. En este instante hay que indicar que, aunque en el estudio precedente se ha

mostrado que la extracción de analito es prácticamente independiente de la salinidad, se

mantiene en éste para comprobar las posibles interacciones entre las variables. Para

llevar a cabo el estudio se optó por el diseño central compuesto de segundo orden (ver

Anexo II). En nuestro caso, éste se encuentra formado por un factorial 24 al que se le

han adicionado 8 (2x4) puntos axiales y 3 puntos centrales. Así, para cada variable se

definieron cinco niveles, que empleando la notación codificada se correspondían con los

valores: -2, -1, 0, 1 y 2. En ésta, los niveles -1 y 1 se correspondían con los valores

bajos y altos, respectivamente, para cada variable del diseño factorial; el nivel 0 se

asignaba para los valores centrales y, los niveles -2 y 2 se obtenían para los puntos

axiales. Estos últimos se calculaban para satisfacer la condición de rotabilidad en este

tipo de diseños, en los que la distancia desde el centro hasta cada uno de los puntos

axiales se determina como α = (n)1/4, donde n indica el número de experiencias para el

factorial (16 en nuestro caso).

Análisis de cobre en muestras acuosas

287

De este modo se cubría de una manera amplia los intervalos estudiados para

cada variable en el proceso de pre-optimización univariante. En la tabla 4.13 se

muestran los valores asignados a cada una de las variables para los distintos niveles que

se adoptaron.

Tabla 4.13. Valores de las distintas variables para el diseño de experimentos.

Niveles

Variables -2 -1 0 1 2

pH 1 3 5 7 9

[1,2-CHBBH] (mM) 0,015 0,065 0,115 0,165 0,215

t. agitación (min) 20 40 60 80 100

Salinidad (g·L-1 NaCl) 0 10 20 30 40

Una vez seleccionados los niveles para cada una de las variables, se utilizó el

programa estadístico Statgraphics Plus 5.1 para llevar a cabo la optimización. Este

paquete estadístico ofrece la posibilidad de seleccionar entre un gran número de

procesos de optimización multivariante. En nuestro caso, se optó por el análisis de la

Superficie de Respuesta, llevando a cabo un diseño Central Compuesto, para el cual fue

necesario realizar los 27 experimentos que se muestran en la tabla 4.14. En ésta, se

indica en la primera columna el orden en el que fueron realizadas cada una de las

experiencias, de acuerdo con el orden aleatorio que proporcionó el propio programa. De

este modo se trataba de garantizar la ausencia de correlaciones en los resultados como

consecuencia del orden en el que se realizaban cada una de las experiencias. En las

cuatro columnas siguientes se muestran los valores codificados que adoptaban cada una

de las variables estudiadas.

CAPÍTULO 4

288

Tabla 4.14. Experiencias realizadas para el diseño de experimentos.

Experiencia pH [R] t Sal Experiencia pH [R] t Sal

10 -1 -1 -1 -1 9 -1 1 1 1

20 1 -1 -1 -1 2 1 1 1 1

22 -1 1 -1 -1 6 0 0 0 0

17 1 1 -1 -1 11 0 0 0 0

4 -1 -1 1 -1 1 -2 0 0 0

13 1 -1 1 -1 23 2 0 0 0

12 -1 1 1 -1 27 0 -2 0 0

24 1 1 1 -1 19 0 2 0 0

3 -1 -1 -1 1 25 0 0 -2 0

5 1 -1 -1 1 14 0 0 2 0

15 -1 1 -1 1 18 0 0 0 -2

16 1 1 -1 1 8 0 0 0 2

26 -1 -1 1 1 21 0 0 0 0

7 1 -1 1 1

Una vez establecidas, en la tabla 4.15 se muestran las condiciones reales en las

que se realizaron cada uno de los experimentos, así como los resultados obtenidos,

expresados como porcentajes de extracción. Estos valores representan la media de los

resultados obtenidos al analizar, por triplicado, cada una de las muestras.

Para realizar cada una de las experiencias, se prepararon disoluciones acuosas

que contenían 1 mg·L-1 Cu(II) a los valores de pH y concentración salina indicados, así

como sus blancos correspondientes. De igual modo, se prepararon las disoluciones de

reactivo y, a continuación, se procedía como se ha descrito anteriormente. Para realizar

las medidas espectroscópicas, se prepararon rectas de calibrado que contenían la misma

concentración salina que las muestras que se iban a analizar.

Análisis de cobre en muestras acuosas

289

Tabla 4.15. Resultados obtenidos para el diseño de experimentos.

Experiencia pH [1,2-CHBBH] / mM t. agit. / min Sal. /g·L-1 NaCl % Extracción

1 1 0,115 60 20 4,18

2 7 0,165 80 30 94,44

3 3 0,065 40 30 11,79

4 3 0,065 80 10 13,47

5 7 0,065 40 30 94,44

6 5 0,115 60 20 95,66

7 7 0,065 80 30 94,05

8 5 0,115 60 40 89,63

9 3 0,165 80 30 20,95

10 3 0,065 40 10 15,42

11 5 0,115 60 20 96,09

12 3 0,165 80 10 28,32

13 7 0,065 80 10 96,35

14 5 0,115 100 20 95,22

15 3 0,165 40 30 20,95

16 7 0,165 40 30 94,05

17 7 0,165 40 10 96,75

18 5 0,115 60 0 99,41

19 5 0,215 60 20 93,09

20 7 0,065 40 10 96,35

21 5 0,115 60 20 95,23

22 3 0,165 40 10 24,81

23 9 0,115 60 20 92,20

24 7 0,165 80 10 96,75

25 5 0,115 20 20 94,37

26 3 0,065 80 30 11,80

27 5 0,015 60 20 81,51

Con estos datos, y haciendo uso del programa Statgraphics Plus 5.1, se realizó el

análisis estadístico del diseño al objeto de obtener la máxima información posible sobre

el proceso en estudio.

CAPÍTULO 4

290

En primer lugar, el programa proporciona información, que se muestra en la

tabla 4.16, sobre los efectos estimados para cada una de las variables así como de sus

interacciones en la respuesta, en nuestro caso el porcentaje de extracción. Éstos se

representan mediante letras mayúsculas que identifican a cada variable o factor, y se

definen como el cambio que se produce en la respuesta como consecuencia de un

cambio en el nivel de ese factor, promediado sobre los niveles de los otros factores. En

el caso de las interacciones, éstos se calculan como la diferencia promedio entre el

efecto del primer factor en el nivel superior de los restantes y su efecto en el nivel

inferior de éstos.

Tabla 4.16. Efectos estimados para el porcentaje de extracción.

Variable Efecto estimado Error de muestreo

A: pH 65,9758 ± 7,9963

B: [CHBBH] 5,5425 ± 7,9963

C: Tiempo 0,2725 ± 7,9963

D: Salinidad -3,7758 ± 7,9963

AA -31,8294 ± 8,4813

AB -5,2188 ± 9,7934

AC -0,1962 ± 9,7934

AD 0,9138 ± 9,7934

BB -12,2744 ± 8,4813

BC 0,7788 ± 9,7934

BD -0,8412 ± 9,7934

CC -8,5269 ± 8,4813

CD -0,1938 ± 9,7934

DD -8,6644 ± 8,4813

Media 95,66 ± 11,3085

De los resultados mostrados, se puede observar cómo la variable que tiene

mayor influencia sobre la extracción es el pH de la disolución acuosa, y en menor

medida la concentración de reactivo (con valores positivos). También cabe destacar los

valores negativos que presentan las variaciones cuadráticas de todas las variables. Este

Análisis de cobre en muestras acuosas

291

hecho indica que la superficie de respuesta obtenida para el modelo presentará una

gráfica en forma de parábola invertida, lo que implica la existencia de un máximo. Este

máximo se corresponderá con los valores de cada una de las variables que optimizan la

respuesta del sistema, esto es, el porcentaje de extracción.

Otro modo de identificar cuáles son los efectos con mayor influencia sobre la

respuesta es mediante la gráfica de Pareto. Ésta no es más que un gráfico de barras en el

que se representan en orden decreciente de importancia los efectos estandarizados, los

cuales se calculan como el cociente entre cada efecto estimado y su error de muestreo.

Además, mediante una línea vertical se indica el valor del estadístico t para el número

de grados de libertad y el nivel de significación elegido (habitualmente α = 0,05), de tal

modo que aquéllos efectos estandarizados que la sobrepasen serán significativos y, por

tanto, tendrán influencia sobre la respuesta del sistema. En la figura 4.23 se muestra la

gráfica que se obtuvo en este estudio.

Como se puede observar, y como ya se ha indicado anteriormente, el pH de la

disolución acuosa es la variable que mayor influencia tiene sobre el sistema de

extracción, seguido de su variación cuadrática (en este caso de signo negativo). Este

resultado también se observa para las variaciones cuadráticas de las restantes variables,

aunque éstas sólo presentan una ligera influencia sobre la respuesta. En este sentido, sus

Figura 4.23. Efectos estandarizados en orden decreciente de importancia.

Efectos estandarizados

+-

0 2 4 6 8 10

CDAC

C:TiempoBCBDAD

D:SalinidadAB

B:[CHBBH]CCDDBBAA

A:pH

CAPÍTULO 4

292

efectos no se pueden considerar lo suficientemente significativos. Lo mismo ocurre para

la concentración de reactivo así como su interacción con el pH. Para concluír, la

salinidad de la disolución acuosa tiene una ligera influencia negativa sobre la extracción

mientras que la influencia del tiempo de agitación es prácticamente nula.

Una vez analizada esta información preliminar, se pasó al estudio de los

resultados que proporcionaba el análisis de la varianza, y que se muestran en la tabla

4.17.

Tabla 4.17. Resultados obtenidos en el análisis de la varianza.

Variable aG.L. bS.C. cM.C. F p

A: pH 1 26116,9 26116,9 68,08 0,0000

B: [CHBBH] 1 184,316 184,316 0,48 0,5014

C: Tiempo 1 0,4455 0,4455 0,00 0,9734

D: Salinidad 1 85,542 85,542 0,22 0,6453

AA 1 5403,25 5403,25 14,08 0,0028

AB 1 108,941 108,941 0,28 0,6038

AC 1 0,15406 0,15406 0,00 0,9843

AD 1 3,3398 3,3398 0,01 0,9272

BB 1 803,522 803,522 2,09 0,1734

BC 1 2,4258 2,4258 0,01 0,9379

BD 1 2,8308 2,8308 0,01 0,9330

CC 1 387,774 387,774 1,01 0,3346

CD 1 0,1502 0,1502 0,00 0,9845

DD 1 400,381 400,381 1,04 0,3271

Error Total 12 4603,72 383,644

Total (corr.) 26 36591,7

R-cuadrado 87,4187%

Error medio absoluto 10,0531

Durbin-Watson 1,73279 (p = 0,0920)

Nota: a Grados de libertad; b Suma de cuadrados; c Media de cuadrados.

De ésta cabe destacar la existencia de dos efectos (valores del estadístico p

inferiores a 0,05) que son estadísticamente significativos a un nivel de probabilidad del

Análisis de cobre en muestras acuosas

293

95%: el pH y su variación cuadrática. Este hecho ratificaba de nuevo que, en las

condiciones estudiadas, dicha variable era la que tenía mayor influencia sobre la

respuesta del sistema. Además, el valor de 87,42% para el estadístico R-cuadrado,

indicaba que el modelo que se había obtenido explicaba una proporción razonablemente

grande de la variabilidad de la respuesta. Por último, hay que señalar que el estadístico

de Durbin-Watson, que evalúa los residuales para determinar si hay alguna correlación

significativa entre ellos basada en el orden en el que aparecen en el fichero de datos,

presentaba un valor para el estadístico p superior a 0,05, lo cual indicaba que no existía

correlación entre los residuales.

Seguidamente se obtuvo la ecuación de regresión que ajustaba al modelo, cuyos

coeficientes se muestran en la tabla 4.18.

Tabla 4.18. Coeficientes de regresión para la superficie de respuesta.

Variable Coeficiente Variable Coeficiente

Constante 95,66 AD 0,456875

A: pH 32,9879 BB -6,13719

B: [CHBBH] 2,77125 BC 0,389375

C: Tiempo 0,13625 BD -0,420625

D: Salinidad -1,88792 CC -4,26344

AA -15,9147 CD -0,096875

AB -2,60937 DD -4,33219

AC -0,098125

Como se puede observar, los coeficientes para las variaciones cuadráticas de

todas las variables son negativos, lo que indica que la superficie de respuesta que se

obtenga presentará un punto estacionario que, en esta ocasión, corresponderá a un

máximo. Para tener una idea más adecuada del comportamiento del sistema es habitual

recurrir a la representación gráfica de dicha ecuación, obteniéndose la correspondiente

superficie de respuesta. Como ya se ha mencionado anteriormente, ésta debe presentar

una forma parabólica abierta hacia abajo, indicando así que el punto estacionario de la

CAPÍTULO 4

294

misma representará un máximo. En la figura 4.24 se muestra la superficie de respuesta

que se obtuvo en este estudio.

En este instante cabe señalar que la superficie de respuesta que se muestra es la

obtenida cuando se mantienen constantes, y en sus valores centrales, las dos variables

con menor influencia sobre la respuesta del sistema. Como ya se ha mencionado, dichas

variables son la salinidad y el tiempo de agitación, de ahí que para representar la

superficie de respuesta se utilicen el pH (la variable con mayor influencia) y la

concentración de reactivo. Como se puede observar, la superficie de respuesta obtenida

presenta la forma parabólica abierta hacia abajo que ya se había indicado anteriormente.

Para obtener las condiciones del punto estacionario, es decir el óptimo del sistema, que

se corresponde con el máximo de la función, habrá que calcular las derivadas parciales

de la respuesta sobre cada una de las variables, igualar a cero y resolver el

correspondiente sistema de ecuaciones para obtener los valores de cada una de ellas. En

esta ocasión, el programa proporciona directamente dichos valores haciendo uso de la

maximización de la respuesta del sistema. Así, la respuesta optimizada proporciona un

valor para la extracción de 112,87%, con los siguientes valores para cada una de las

Figura 4.24. Superficie de respuesta obtenida para el porcentaje de extracción.

Superficie de Respuesta estimadaTiempo=60,0,Salinidad=20,0

pH

[CHBBH]% E

xtra

cció

n

% Extracción0,0-20,020,0-40,040,0-60,060,0-80,080,0-100,0100,0-120,0

3 5 7 9 11 0,060,1

0,140,18

02040

6080

100120

Análisis de cobre en muestras acuosas

295

variables: pH: 7,07; [CHBBH]: 1,16·10-4 mol·L-1; tiempo: 60,12 minutos y salinidad:

18,36. Como se puede observar, los resultados obtenidos conducen a un porcentaje de

extracción superior al máximo que se puede obtener, esto es, 100%, por lo que dichos

valores no pueden tomarse como adecuados. En este sentido, hay que indicar que dichos

valores se obtienen mediante un cálculo meramente matemático, en el que no se tienen

en cuenta las condiciones reales del sistema en estudio. Para estos casos, el programa

permite introducir condiciones para la respuesta, en nuestro caso hay que indicar que la

respuesta máxima no puede ser superior a 100%. Utilizando estas condiciones, el

programa vuelve a calcular los valores para cada una de las variables que hacen que la

respuesta sea el máximo establecido y, en estas circunstancias, las condiciones óptimas

son:

pH de la disolución acuosa: 5,0

[1,2-CHBBH]: 1,15·10-4 mol·L-1

Tiempo de agitación: 60 minutos

Salinidad de la disolución acuosa: 20 g·L-1 NaCl

Por tanto, en adelante se emplearán las condiciones anteriores, indicando que la

salinidad de la disolución acuosa no influirá sobre la respuesta como se había obtenido

también en la etapa de pre-optimización univariante.

3.3.3. Reextracción de cobre

Como se ha comentado anteriormente, para que tenga lugar el proceso de

reextracción será necesario invertir el sentido de la reacción mostrada en (1). En este

sentido, si se considera que en la disolución orgánica se encuentra todo el analito en

forma de complejo, será necesario modificar las condiciones de acidez del sistema al

objeto de desplazar el equilibrio hacia la obtención del analito libre en disolución

acuosa. Por tanto, la adición de ácidos al sistema provocará la disociación del complejo,

dando lugar al nuevo equilibrio:

(CuR2)(org) + 2 H+(ac) � Cu2+

(ac) + 2 HR (2)

CAPÍTULO 4

296

Una vez optimizadas las condiciones más favorables para que tuviera lugar el

proceso de extracción de cobre en muestras acuosas de elevada salinidad utilizando

como reactivo 1,2-CHBBH, se procedió al estudio de las condiciones más favorables

para que tuviera lugar el proceso inverso. En este sentido, hay que señalar que este

estudio se llevó a cabo con un doble objetivo: conseguir un factor de preconcentración

de cobre más elevado y disponer de una matriz acuosa en la que cuantificar su

concentración mediante espectroscopía de absorción atómica de llama. El primero es

importante en el caso de muestras acuosas naturales, y particularmente las salinas, en las

que la concentración de cobre es del orden de los µg·L-1. Además, si se desea utilizar

una técnica instrumental sencilla para cuantificarlo, como la espectroscopía de

absorción atómica de llama, será necesario disponer de una disolución acuosa en la que

la concentración del analito se encuentre por encima del límite de detección de ésta.

Para llevar a cabo este estudio se probaron cuatro ácidos inorgánicos, a saber:

ácido nítrico, ácido sulfúrico, ácido clorhídrico y ácido perclórico. Además, de cada uno

de ellos se prepararon cuatro disoluciones distintas cuyas concentraciones finales fueron

0,01 mol·L-1; 0,1 mol·L-1; 1 mol·L-1 y 2 mol·L-1, respectivamente. Una vez preparadas,

se llevaba a cabo el procedimiento descrito en 2.3.3. En la figura 4.25 se muestran los

resultados que se obtuvieron para el proceso de reextracción. Como se puede observar,

los tres primeros presentaban un comportamiento similar, obteniéndose la máxima

capacidad de reextracción, en torno al 75%, cuando la concentración de éstos era 1

mol·L-1. En el caso del ácido perclórico, para todas las concentraciones ensayadas se

obtuvieron porcentajes de reextracción más elevados que los anteriores y, a diferencia

de éstos, para la concentración más alta estudiada se alcanzaba el porcentaje mayor, en

esta ocasión del 90%.

Por tanto, para llevar a cabo el proceso de reextracción de cobre se utilizaría una

disolución de HClO4 2 mol·L-1.

Análisis de cobre en muestras acuosas

297

Posteriormente, se varió la relación de volúmenes entre las disoluciones acuosa

y orgánica para mejorar la eficacia en el proceso de preconcentración del analito. Hay

que señalar en este punto que el volumen de disolución acuosa jugaba un papel

determinante, ya que éste debía seleccionarse de manera que fuese lo suficientemente

grande como para permitir su posterior análisis, al menos por triplicado, utilizando la

espectroscopía de absorción atómica, y al mismo tiempo tan pequeño como fuera

posible para obtener factores elevados de preconcentración de analito. Así, se realizó en

primer lugar el proceso de extracción, en las condiciones óptimas, sobre una disolución

de salinidad 35 que contenía 0,1 mg·L-1 Cu(II). Posteriormente, se utilizaron 5 mL de

disolución acuosa (HClO4 2 mol·L-1) para la reextracción y se varió el volumen de la

disolución orgánica obtenida previamente para disponer de relaciones desde 1:1 a 1:20

(Vac:Vorg). En todos los casos, teniendo en cuenta que se alcanzaba un 90% para la

mol·L-1

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0

% R

eext

racc

ión

0

20

40

60

80

100

Figura 4.25. Eficacia de diferentes ácidos para la reextracción de cobre. ● HNO3; ■ HCl; ▲ H2SO4; � HClO4. [Cu(II)] = 1 mg·L-1; 35 g·L-1 NaCl; [CHBBH] = 1,15·10-4 mol·L-1; Tiempo agitación: 60 min; Velocidad agitación: 40 tpm.

CAPÍTULO 4

298

reextracción, los factores de preconcentración que se obtuvieron coincidían

estrechamente con las relaciones volumétricas estudiadas.

3.3.4. Aplicación

Como aplicación del nuevo método se llevó a cabo el análisis de tres muestras

reales con matrices diferentes para determinar su contenido en Cu(II). En la tabla 4.19

se muestra la concentración de los diferentes metales analizados en cada una de ellas así

como la técnica empleada.

Así, de cada una de ellas se tomaron 3 alícuotas de 20 mL y se efectuó el

proceso de extracción en las condiciones previamente optimizadas. Una vez concluído,

las fases acuosas resultantes se almacenaron para verificar la ausencia de cobre tras

medirlas por AAS. Para realizar la reextracción, las fases orgánicas correspondientes se

unieron y a continuación se pusieron en contacto con la disolución de HClO4 2 mol·L-1.

Tabla 4.19. Concentración metálica de las muestras analizadas.

Muestra Metal /µg·L-1 Técnica utilizada

Agua de Mar

(Bahía de Cádiz)

Cu: 5,02 (±0,23)

Pb: 2,51 (±0,06)

Zn: 5,56 (±0,07)

Cd: 0,20 (±0,00)

Voltamperometría de

Redisolución Anódica

Agua de Mar

(Bahía de Huelva)

Cu: 9,56 (±0,38)

Pb: 2,28 (±0,00)

Zn: 27,27 (±1,83)

Cd: 0,24 (±0,01)

Voltamperometría de

Redisolución Anódica

Agua potable

Cu: 13,21 (±0,44)

Zn: 30,90 (±0,23)

Fe: 41,07 (±0,23)

Al: 146,66 (±0,23)

Mn: 2,56 (±0,23)

ICP-AES

Análisis de cobre en muestras acuosas

299

En la tabla 4.20 se muestran los resultados, apareciendo las concentraciones de

cobre obtenidas con los métodos de referencia así como con el método aquí desarrollado

para cada una de las muestras analizadas, mostrándose entre paréntesis la desviación

estándar. Además, se indican el error relativo cometido y, en la última columna, el valor

para el estadístico t de la distribución de Student cuando se comparan ambas medias. En

todos los casos, el valor tabulado para éste con α = 0,05 y cuatro grados de libertad (n1

+ n2 – 2) vale 2,78.

Tabla 4.20. Resultados obtenidos en el análisis de Cu2+ en muestras reales.

Muestra [Cu(II)] ref /µg·L-1 [Cu(II)] ana /µg·L-1 εεεεr (%) t

B. Cádiz 5,02 (±0,23) 5,35 (±0,19) 6,57 1,92

B. Huelva 9,56 (± 0,38) 9,62 (±0,13) 0,63 0,26

Agua potable 13,21 (± 0,44) 12,99 (± 1,13) -1,67 0,31

Como se puede observar, los errores relativos cometidos eran pequeños y, en los

tres casos, los valores del parámetro t eran inferiores al tabulado, lo cual indicaba que

no existían diferencias estadísticamente significativas entre las medias. Este hecho pone

de manifiesto la ausencia de errores sistemáticos en nuestro método, y por tanto su

aplicabilidad a muestras reales.

3.3.5. Utilización de 1,2-CHBBH como transportador de cobre en sistemas de

membranas líquidas

En los estudios precedentes se ha demostrado la aplicabilidad del reactivo 1,2-

CHBBH para la determinación de cobre en muestras acuosas de distinta composición

mediante el proceso de extracción-reextracción. Por tanto, teniendo en cuenta las

ventajas que presentan los sistemas de membranas líquidas si se comparan con los

sistemas de extracción-reextracción, se procedió a estudiar el comportamiento de 1,2-

CHBBH como transportador de cobre en un sistema de membrana líquida de volumen.

Así, el objetivo con el que se pretendía abordar este estudio era doble: por una parte,

reducir tanto el consumo de reactivos y disolventes como la excesiva manipulación de

las muestras para evitar así posibles fuentes de contaminación y, por otra, desarrollar un

CAPÍTULO 4

300

sistema sencillo, fácil de manipular y transportar de modo que se pudiera utilizar in situ

para determinar la concentración de cobre en muestras acuosas naturales. En este

capítulo se ha mostrado cómo la espectrofotometría UV/Vis resultaba una técnica

adecuada para el análisis de cobre en muestras acuosas naturales tras su acoplamiento a

un sistema de membrana líquida de volumen. En este sentido, para llevar a cabo las

distintas experiencias, se utilizaron las condiciones óptimas en las que se verificaban los

procesos de extracción y reextracción de cobre utilizando 1,2-CHBBH así como las

hidrodinámicas del sistema FIA acoplado a una membrana líquida de volumen. Dichas

condiciones se indican en la tabla 4.21, empleándose el sistema acoplado que se mostró

en la figura 4.12.

Tabla 4.21. Condiciones experimentales utilizadas.

Membrana Líquida Sistema FIA

48 mL muestra pH: 5

8,5 mL HClO4 2 mol·L-1

7 mL 1,2-CHBBH 1,15·10-4 mol·L-1

Volumen de muestra: 699 µL

Longitud tubo reacción: 1,31 m

Caudal del transportador: 3,63 mL·min-1

[dPKBH]: 3,3·10-4 mol·L-1

λ : 370 nm

Una vez establecidas las condiciones iniciales, tanto químicas como

hidrodinámicas del sistema acoplado, se realizaron los experimentos correspondientes.

En este momento es preciso señalar que, como se mostraba en el capítulo 2 de la

presente memoria, para cuantificar correctamente la concentración de cobre en muestras

reales mediante la formación del complejo con dPKBH era necesario adicionar

previamente agentes enmascarantes. Por tanto, aunque en los sistemas de extracción con

disolvente no hay posibilidad de interferencias, éste no es el caso para el sistema en

estudio, de ahí que cuando se analicen muestras reales a éstas se les adicionen

previamente fluoruro amónico (0,04 mol·L-1) y citrato sódico dihidratado (0,1 mol·L-1)

como enmascarantes.

En cada uno de los experimentos, se realizaron medidas por duplicado de la

absorbancia a 370 nm de la disolución receptora, tras la formación del complejo

Análisis de cobre en muestras acuosas

301

dPKBH-Cu(II), cada 30 minutos, durante dos horas. En este instante hay que indicar

que cada vez que se efectuaba una medida se retiraba un determinado volumen de la

disolución receptora, por lo que para compensar dicha pérdida en el sistema FIA se

utilizaba el canal adicional de transportador. Éste tiene una composición idéntica a la

disolución receptora del sistema de membrana líquida, por lo que, después de cada

inyección de muestra, la disolución que se introduce en el sistema de membrana líquida

no produce contaminación alguna, tan sólo la dilución de la disolución receptora. Para

compensar el efecto de esta dilución, provocado por la inyección de muestra (699 µL de

disolución receptora), se llevó a cabo una corrección matemática mediante una hoja de

cálculo (Microsoft Excel), desarrollada a tal efecto, en la que los valores sucesivos de

absorbancia obtenidos se multiplicaban por el correspondiente factor de corrección. De

este modo, se podía calcular en cada momento la cantidad de analito que quedaba en la

disolución cargada y, por consiguiente, el porcentaje del mismo extraído.

En la figura 4.26 se muestran los resultados que se obtuvieron cuando se utilizó

una muestra de agua potable, cuya concentración de cobre se había obtenido

previamente mediante espectroscopía de absorción atómica de llama.

t (min)

0 30 60 90 120

-ln[C

u2+] f

-3,0

-2,0

-1,0

0,0

Figura 4.26. Variación de la concentración de cobre con el tiempo en la disolución cargada.

CAPÍTULO 4

302

A continuación, se utilizaron muestras salinas de diferente composición para

comprobar cuándo se alcanzaba la máxima eficacia del sistema. En éstas, se medía

espectrofotométricamente a 370 nm la absorbancia que presentaba la disolución

receptora, tras formarse previamente el complejo dPKBH-Cu(II), a intervalos de tiempo

de 30 minutos durante cuatro horas. De los resultados que se obtuvieron, mostrados en

la figura 4.27, se comprobó que el sistema alcanzaba su máxima eficacia transcurridos

150 minutos desde el comienzo de la agitación, indicando las barras verticales la

precisión de éstos.

Una vez que se comprobó que el transporte de cobre a través del reactivo era

completo a partir de los 150 minutos, y dadas las características del vaso de membrana

utilizado, el factor de preconcentración encontrado en estas condiciones resultó ser 5,65

(obtenido como el cociente entre el volumen de muestra ó disolución cargada, 48 mL, y

el volumen de HClO4 2 mol·L-1 ó disolución receptora, 8,5 mL).

t (min)

0 60 120 180 240

% E

xtra

cció

n

0

20

40

60

80

100

Figura 4.27. Extracción de Cu(II) con el tiempo en el sistema de membrana líquida de volumen. Condiciones como en la tabla 4.21.

Análisis de cobre en muestras acuosas

303

Para concluir, se analizaron las mismas muestras que en el apartado anterior para

cuantificar su concentración en cobre. Para ello, se tomaron alícuotas de 100 mL de

cada una de ellas y se les adicionó fluoruro amónico y citrato sódico dihidratado como

agentes enmascarantes. Seguidamente se ajustó su pH a 5 mediante la adición de acetato

amónico y, por último, se tomaron 48 mL de cada una de ellas que se sometieron al

proceso de membrana. Transcurridos 150 minutos desde el comienzo de la agitación, se

medía espectrofotométricamente a 370 nm la absorbancia de la disolución receptora,

después de formarse el complejo entre el analito y dPKBH.

Para cuantificar la concentración de cobre en cada una de las muestras

analizadas se obtuvieron previamente las correspondientes rectas de calibrado. Para ello,

se emplearon disoluciones preparadas en las mismas condiciones que la disolución

receptora, esto es, en una disolución de HClO4 2 mol·L-1. En la tabla 4.22 se muestran

los resultados que se obtuvieron para las distintas muestras analizadas junto con los

valores del estadístico t de la distribución de Student y el error relativo. El valor para el

parámetro t es 2,78 para cuatro grados de libertad y un nivel de probabilidad α = 0,05.

En todos los casos el valor de este estadístico es inferior al tabulado, indicando la

inexistencia de errores sistemáticos en el sistema de medida. Además, los errores

relativos cometidos también fueron bajos.

Tabla 4.22. Resultados obtenidos para la concentración de cobre en las muestras reales.

Muestra [Cu(II)] ref /µg·L-1 [Cu(II)] ana /µg·L-1 εεεεr (%) t

B. Cádiz 5,02 (±0,23) 4,99 (± 0,78) -0,60 0,06

B. Huelva 9,56 (± 0,38) 9,52 (± 1,28) -0,42 0,06

Agua potable 13,21 (± 0,44) 13,25 (± 1,57) 0,30 0,04

CAPÍTULO 4

304

CONCLUSIONES

CONCLUSIONES

306

De los trabajos efectuados para la realización de la presente Tesis, se pueden

extraer las siguientes conclusiones:

1ª. Se han desarrollado nuevos métodos espectrofotométricos para la determinación de

cobre, cinc y vanadio en muestras acuosas naturales mediante su reacción con di-2-

piridilcetonabenzoílhidrazona (dPKBH).

� En este sentido, se ha optimizado y validado un método espectrofotométrico

para el análisis de cobre en muestras acuosas naturales que resulta sencillo,

rápido y fiable. Además, presenta un límite de detección (2,5 µg·L-1) del mismo

orden de magnitud que muchas técnicas atómicas y mejor que la mayoría de los

métodos espectrofotométricos propuestos hasta el momento.

� Para el análisis de cinc en muestras con matrices diferentes, se ha optimizado

y validado un método espectrofotométrico que permite su determinación de

manera sencilla y eficaz tras su reacción con dPKBH. El límite de detección que

se ha obtenido, (1,9 µg·L-1), lo convierte en uno de los mejores métodos

espectrofotométricos para la determinación directa de cinc.

� En el caso de vanadio, se ha optimizado y validado un método

espectrofotométrico que permite la determinación individual de cada una de las

dos formas químicas predominantes en sistemas acuáticos naturales (V(IV) y

V(V)). Los límites de detección alcanzados (2,0 µg·L-1 y 3,2 µg·L-1, para V(IV)

y V(V), respectivamente), hacen que se encuentren entre los mejores métodos

para la determinación directa de las diferentes especies de vanadio presentes en

aguas.

2ª. Se ha demostrado cómo seleccionando cuidadosamente las condiciones de reacción

entre dPKBH y las muestras, es posible desarrollar métodos que permiten la

determinación individual de diferentes elementos metálicos sin las interferencias

CONCLUSIONES

307

provocadas por otros elementos presentes en éstas o por su propia matriz, en el caso de

muestras salinas.

3ª. Si se dispone de instrumentación adecuada (basta un espectrofotómetro visible

portátil), es posible realizar la determinación in situ de cobre, cinc y vanadio (IV y V)

en muestras acuosas naturales empleando los métodos espectrofotométricos

desarrollados.

4ª. Se ha conseguido realizar la especiación de vanadio de un modo sencillo, rápido y

eficaz, obteniéndose excelentes resultados no sólo para mezclas sintéticas de ambas

especies sino también en muestras reales.

5ª. Se ha optimizado y validado un método de Análisis por Inyección en Flujo (FIA)

para la determinación de vanadio en muestras acuosas naturales. Para ello, se han

utilizado tanto el método univariante como multivariante, mediante el método símplex

modificado. En las condiciones optimizadas por el método símplex se obtenía mayor

sensibilidad, aunque esta mejora repercutía negativamente en aspectos tales como:

a) el volumen de muestra necesario, prácticamente el doble.

b) el caudal del transportador, también superior.

No obstante, se ha conseguido reducir notablemente tanto la manipulación de

muestras como de reactivos, minimizando, de este modo, los posibles errores de

contaminación.

6ª. Se ha verificado la aplicabilidad de Aliquat 336 como agente extractante para

vanadio en muestras salinas previo a su utilización en un sistema de preconcentración

basado en membranas líquidas de volumen (MLV).

7ª. Mediante ensayos muy sencillos se ha demostrado la oxidación de las especies de

vanadio(IV) a vanadio(V) en presencia de oxígeno atmosférico y condiciones

ligeramente ácidas. Esto permite cuantificar la concentración total de vanadio en

CONCLUSIONES

308

muestras salinas, tanto procedente de especies en las que éste se encuentra con valencia

(IV) como (V) utilizando el método desarrollado.

8ª. Se han optimizado las condiciones de un nuevo sistema acoplado FIA-MLV que

permite la preconcentración y posterior determinación de vanadio en muestras salinas

mediante el método símplex. En este sentido, las variables optimizadas fueron aquellas

que tenían influencia directa sobre el sistema de membrana, esto es, el pH de las

disoluciones cargada y receptora, y la concentración de Aliquat 336.

9ª. Se ha demostrado la aplicabilidad del sistema acoplado para la preconcentración y

posterior determinación espectrofotométrica de vanadio en muestras salinas. Así,

transcurridas 3 horas es posible alcanzar el máximo factor de preconcentración del

sistema de membrana utilizado (1,625). Si se necesitan factores de preconcentración

superiores, tan sólo habrá que modificar el vaso de membrana empleado de manera que

la relación volumétrica entre la muestra y la disolución receptora sea mayor.

10ª. Se ha optimizado un método de Análisis por Inyección en Flujo (FIA) para la

determinación de cobre en muestras acuosas naturales. Para ello, se han utilizado tanto

el método univariante como el método símplex modificado. Las condiciones

optimizadas por el método símplex ofrecían las siguientes ventajas frente a las

obtenidas de modo univariante:

a) el volumen de muestra necesario es bastante menor. Esto posibilita un mayor

número de inyecciones para el mismo volumen de muestra.

b) el caudal del transportador también es inferior. Esto implica un menor

consumo de reactivos y, por tanto, se reduce el coste por análisis.

c) la longitud del tubo de reacción también es menor. Por tanto, se reduce el

tiempo necesario para llevar a cabo un análisis.

11ª. Se ha demostrado la aplicabilidad del nuevo sistema FIA desarrollado mediante la

determinación de la concentración de cobre en muestras acuosas naturales. En este

CONCLUSIONES

309

sentido, se ha desarrollado un método automatizado sencillo, rápido y eficaz que

permite la cuantificación in situ de cobre en muestras acuosas.

12ª. Mediante ligeras modificaciones del sistema FIA desarrollado, se han optimizado

las condiciones de un nuevo FIA para acoplar a un sistema de preconcentración de

cobre mediante membranas líquidas de volumen. Con el sistema FIA-MLV se consigue

un factor de preconcentración de cobre de 5,43 después de 330 minutos.

13ª. Se ha desarrollado un nuevo método de extracción-reextracción por disolvente para

el análisis de cobre en muestras acuosas naturales mediante el uso de 1,2-CHBBH. La

optimización de las variables que afectan al sistema de extracción se ha realizado

mediante el método univariante y el diseño central compuesto de segundo orden. Con

este último se ha puesto de manifiesto la importancia del pH de la disolución acuosa en

el sistema de extracción. Por otra parte, se ha demostrado la necesidad de emplear un

modelo cuadrático, en el que se tienen en cuenta las interacciones entre las distintas

variables, para optimizar un sistema en el que existe interdependencia entre éstas.

14ª. Se ha utilizado el reactivo 1,2-CHBBH como transportador de cobre en un sistema

de membrana líquida de volumen. Los resultados obtenidos han sido tan satisfactorios

como los mostrados por el sistema de extracción-reextracción optimizado. Además, el

tiempo necesario para llevar a cabo el análisis se ha reducido. Por otra parte, también

disminuye la manipulación de las muestras, con el consiguiente beneficio sobre la

posible contaminación de ésta.

15ª. Si se compara con uno de los agentes transportadores para cobre en sistemas de

membranas líquidas más empleados, DEHPA, se ha reducido notablemente el tiempo

necesario para el análisis.

 

ANEXOS

312

ANEXO I. EL MÉTODO SÍMPLEX

1. SÍMPLEX DE PASO FIJO

2. MÉTODO SÍMPLEX MODIFICADO

ANEXO II. DISEÑO DE EXPERIMENTOS

ANEXO III. REACTIVOS, DISOLUCIONES Y APARATOS

1. REACTIVOS

2. DISOLUCIONES

3. APARATOS

ANEXO I . EL MÉTODO SÍMPLEX

ANEXO I

314

EL MÉTODO SÍMPLEX

Este método fue descrito por primera vez por Spendley y col.236. Está basado en

la figura geométrica de un símplex, el cual es un triángulo en dos dimensiones, un

tetraedro en tres dimensiones y una figura con k+1 vértices en k dimensiones. Por tanto,

el símplex se visualiza como una figura geométrica que viene definida por un número

de vértices igual a uno más que el de parámetros a optimizar237.

Para maximizar la respuesta de un sistema que depende de k factores, el proceso

de optimización símplex comienza por la definición de las condiciones iniciales para

cada uno de ellos. De este modo, para cada factor ha de definirse un valor inicial, nivel

base, y la cantidad en la que éste puede cambiar, tamaño de paso. Con estos valores se

obtienen las condiciones para los k + 1 vértices que componen el símplex inicial. Una

vez realizados los experimentos correspondientes, se forma un nuevo símplex

eliminando el vértice con la peor respuesta y sustituyéndolo por uno nuevo en la

dirección opuesta. El proceso continúa hacia el óptimo realizando nuevas experiencias

en las que los nuevos vértices se calculan mediante la aplicación de una serie de reglas

que se describirán más adelante.

El método símplex se puede aplicar de varias formas, aunque las más habituales

suelen ser la optimización símplex de paso fijo y el método simplex modificado. A

continuación se describirán brevemente cada una de ellas.

1. SÍMPLEX DE PASO FIJO

Una vez que se han realizado los experimentos correspondientes al símplex

inicial, para conseguir alcanzar el óptimo del modo más rápido y eficaz se aplican una

serie de reglas que se relacionan a continuación:

236 Spendley, W.; Hext, G.R.; Himsworht, F.R. Sequential application of Simplex Design in Optimization and Evolutionary Operation. Technometrics, 4, 441, 1962. 237 Blanco, M.; Cerdá, V. Quimiometría. Cuaderno de Ciencias y Técnicas Ambientales, Vol. 1. Ed. AEST, Barcelona, 1988.

EL MÉTODO SÍMPLEX

315

1. Para formar un nuevo símplex se rechaza el vértice de peor respuesta del símplex

anterior y se sustituye por otro simétrico al rechazado respecto del centro de gravedad

del símplex. En la figura 1 se muestra gráficamente.

Si la respuesta del nuevo vértice es la peor del nuevo símplex, es imposible

aplicar la regla 1, ya que la nueva reflexión volvería a dar el punto eliminado

anteriormente. Por tanto, se aplica la regla 2.

2. Si el nuevo punto (R) es el de peor respuesta, entonces debe eliminarse el siguiente

punto con peor respuesta (S) para obtener el nuevo símplex a través de la imagen

especular. El resultado es un cambio de dirección en el progreso hacia el óptimo, lo que

suele ocurrir en la zona próxima al mismo. La figura 2 muestra gráficamente esta regla.

Si el punto obtenido se encuentra próximo al óptimo, los sucesivos símplex

comenzarán a girar alrededor del mismo.

Figura 1. Reflexión del símplex en dirección opuesta al peor valor. P: peor respuesta; M: mejor respuesta; S: segunda peor respuesta.

R

P S

M

ANEXO I

316

3. Si un vértice se mantiene en k + 1 símplexes sucesivos sin haberse eliminado, habrá

que repetirlo antes de continuar para confirmar que el resultado obtenido es correcto y

evitar que el sistema se ancle en algún resultado que sea falsamente alto. Si el resultado

original era erróneo, entonces el símplex continuará en una dirección diferente, pero si

era corecto, ese vértice puede considerarse el óptimo y el símplex continuará

moviéndose alrededor del mismo hasta que se alcancen las condiciones iniciales.

2. MÉTODO SÍMPLEX MODIFICADO

El método símplex posee diversas variantes, todas encaminadas a acelerar la

aproximación hacia el óptimo. Una de las más empleadas es el Método Símplex

Modificado (MSM) propuesto por Nelder y Mead, el cual utiliza además de las

reflexiones mencionadas anteriormente, expansiones, contracciones y traslaciones del

símplex238. El movimiento del símplex sigue las mismas reglas mencionadas

anteriormente pero aquí aparecen una serie de reglas adicionales para decidir la

operación que se va a utilizar.

238 Nelder, J.A.; Mead, R. Computer Journal, 7, 308, 1965.

Figura 2. Cambio de dirección del símplex tras el rechazo del segundo peor punto. P: peor respuesta; M: mejor respuesta; S: segunda peor respuesta.

R

P S

M

EL MÉTODO SÍMPLEX

317

Los valores del vértice reflejado se obtienen sumando al centroide (D) la

distancia desde el peor valor (P) hasta D, como se muestra en la figura 3. De este modo,

las coordenadas del nuevo vértice vendrán dadas por:

R = D + (D – P)

Como se puede observar, esta forma de obtener el vértice de reflexión es

equivalente a la aplicación de la regla 1 en el símplex de paso fijo.

Los nuevos movimientos del símplex modificado tendrán lugar en función de las

respuestas del nuevo valor R respecto a la del punto de mejor respuesta (M). Así,

a) Si la nueva respuesta es la mejor de todas, es decir, si R > M, entonces el

nuevo símplex sufrirá una expansión (E), como se muestra en la figura 4.

Para calcular las coordenadas del nuevo vértice se emplea la ecuación:

E = D + a (D – P) con a > 1.

Generalmente a = 2 aunque este valor puede cambiar según la situación. El

nuevo símplex estará formado por los vértices M-S-E.

b) Si la nueva respuesta está comprendida entre las dos mejores respuestas del

símplex anterior, es decir, S < R < M, entonces el nuevo símplex estará

formado por los vértices M-S-R de la figura 3.

P

M

R

S

D

Figura 3. Reflexión (R) en el símplex modificado. P: peor respuesta; M: mejor respuesta; S: segunda peor respuesta; D: centroide.

ANEXO I

318

c) Si la nueva respuesta es peor que la segunda mejor del símplex anterior, esto

es, R < S, el nuevo símplex sufre una contracción (C), positiva o negativa,

como se muestra en la figura 5. Para ello, se suma o resta una fracción de la

distancia entre el centroide y el vértice con la peor respuesta al centroide:

1. Si la nueva respuesta es mejor que la peor del símplex anterior, R >

P, se producirá una contracción positiva. Las coordenadas del nuevo

vértice serán:

C+ = D + b (D – P) con 0 < b < 1, habitualmente b = 0,5.

El nuevo símplex estará formado por los vértices M-S-C+.

2. Si la nueva respuesta es la peor de todas, R < P, tendrá lugar una

contracción negativa, y las coordenadas del nuevo vértice serán

ahora:

C- = D – b (D – P) con 0 < b < 1, habitualmente b = 0,5.

El nuevo símplex estará formado por los vértices M-S-C-.

P

M

R

S

D E

Figura 4. Expansión (E) en el método símplex modificado. P: peor respuesta; M: mejor respuesta; S: segunda peor respuesta; D: centroide.

EL MÉTODO SÍMPLEX

319

Una vez que se han definido todas las variables a optimizar en el sistema, y antes

de comenzar a realizar los distintos experimentos, se deben establecer las condiciones

que permitan detener el símplex. En el método símplex modificado se suelen utilizar

habitualmente alguna de las siguientes:

1. Establecer un número máximo de vértices, es decir, en función de las

características del sistema establecer un número máximo de experimentos a

realizar y no sobrepasarlo para encontrar las condiciones óptimas.

2. Establecer una distancia mínima entre vértices. A medida que el sistema se

vaya acercando a las condiciones óptimas, las coordenadas de los distintos

vértices estarán cada vez más próximas, por lo que previamente se puede

decidir un límite inferior para el cambio de éstas. Habitualmente ésto suele

realizarse tomando una fracción del tamaño de paso original.

3. La variación en la respuesta es demasiado pequeña. Cuando la búsqueda se

acerca al óptimo las respuestas no suelen aumentar de forma apreciable y por

tanto debería terminarse la evaluación. Para encontrar las condiciones

óptimas se calcula la varianza de las k + 1 respuestas del símplex (Ss2, con

V1 = k grados de libertad) y se compara con una estimación previa de la

varianza de la respuesta para distintas réplicas del sistema (s2, con V2 grados

P

S

M

D R C+ C-

Figura 5. Contracción positiva (C+) o negativa (C-) en el método símplex modificado. P: peor respuesta; M: mejor respuesta; S: segunda peor respuesta; D: centroide.

ANEXO I

320

de libertad). Cuando la variación de la respuesta se debe únicamente al error

aleatorio, la relación entre ambas debe aproximarse a uno. La comparación

de varianzas viene establecida por el parámetro F de la distribución de

Fischer y, de acuerdo con éste, la búsqueda finalizará para un determinado

valor de probabilidad, p, si Ss2 < F s2 para k y V2 grados de libertad,

respectivamente. En la tabla 1 se muestran los valores de F para distintos

valores de probabilidad en función de los grados de libertad para ambas

estimaciones.

Tabla 1. Valores de F para la relación de la varianza estimada del símplex (G.L. = V1) con una varianza estimada independiente (G.L. = V2).

Pr (Ss2 / s2 ) < F = p

Numerador G.L. (V1) Denominador

G.L. (V2) p

2 3 4 5 6

2 0,50 1,00 1,14 1,21 1,25 1,28

0,67 2,00 2,15 2,22 2,27 2,30

0,75 3,00 3,15 3,23 3,28 3,31

3 0,50 0,88 1,00 1,06 1,10 1,13

0,67 1,62 1,72 1,77 1,79 1,82

0,75 2,28 2,36 2,39 2,41 2,42

4 0,50 0,83 0,94 1,00 1,04 1,06

0,67 1,46 1,55 1,59 1,61 1,62

0,75 2,00 2,05 2,06 2,07 2,08

5 0,50 0,80 0,91 0,96 1,00 1,02

0,67 1,38 1,45 1,48 1,50 1,51

0,75 1,85 1,88 1,89 1,89 1,89

6 0,50 0,78 0,89 0,94 0,98 1,00

0,67 1,33 1,39 1,42 1,43 1,44

0,75 1,76 1,78 1,79 1,79 1,78

ANEXO II . DISEÑO DE EXPERIMENTOS

ANEXO II

322

Todo método de análisis requiere de una optimización, la cual puede definirse

como un proceso de búsqueda y localización del conjunto de valores de las variables

independientes que producen el mejor resultado en el proceso de determinación

analítica. Para alcanzar este objetivo se pueden utilizar técnicas de optimización

Univariantes y Multivariantes. Las primeras se basan en la optimización de una variable

mientras se mantienen constantes las demás, por lo que presentan el inconveniente de no

tener en cuenta las relaciones o dependencias que puedan existir entre variables. Las

técnicas Multivariantes pueden dividirse a su vez en diseños de optimización Secuencial

(un ejemplo es el método símplex) y Simultáneos (como el diseño factorial). El método

símplex ya se ha explicado en el Anexo I por lo que, a continuación, se describirán

brevemente las características más importantes del dieño factorial.

DISEÑO FACTORIAL

Este tipo de optimización se utiliza cuando se tiene conocimientos previos sobre

las regiones óptimas del sistema. Está basado en el estudio de todas las combinaciones

de las variables que controlan la respuesta analítica en un sistema, permitiendo de este

modo el estudio simultáneo de la influencia de cada factor y sus interacciones239. En

este sentido, si para un determinado tratamiento existen dos variables o factores que

pueden influír sobre la respuesta (designados como A y B) y cada uno de ellos pueden

existir en distintos niveles “a” y “b”, respectivamente, entonces cada réplica del

experimento contendrá todas las “ab” combinaciones posibles. Habitualmente el diseño

factorial más empleado está basado en el estudio de k factores (o variables a optimizar),

cada uno con dos posibles niveles (superior e inferior). De este modo, una réplica

completa de tal diseño estará formada por 2k observaciones, denominándose éste como

un diseño factorial 2K. Este tipo de diseños resulta adecuado cuando se consideran

estimaciones de primer orden y los efectos de interacción, pero no lo es cuando los

efectos de segundo orden son significativos. En tales casos, se debe recurrir a diseños

239 Montgomery, D.C. Design and analysis of experiments, 4th Edition, Ed. John Wiley & Sons, New York, 1997.

DISEÑO DE EXPERIMENTOS

323

más complejos que contemplen relaciones cuadráticas, como el central compuesto o el

3K. A continuación se describirán las características del diseño central compuesto.

DISEÑO CENTRAL COMPUESTO

Como ya se ha mencionado, este tipo de diseños resultan adecuados cuando se

desean estudiar posibles relaciones cuadráticas e interacciones entre las variables.

Consisten en un diseño factorial o factorial fraccionado 2K al que se han añadido 2K

puntos axiales así como n puntos centrales. En la figura 1 se muestra gráficamente un

diseño central compuesto para k = 3.

Como se puede observar, para analizar este diseño será necesario realizar los

quince experimentos representados por los círculos en la figura. Un experimento en el

que las tres variables toman su valor intermedio (en la notación habitualmente utilizada

se le asigna el valor 0, el punto central), los ocho experimentos que forman los vértices

del cubo (correspondientes al diseño factorial 2K) y los seis adicionales

(correspondientes a los puntos axiales, 2k). Para estos últimos, el valor de α debe

seleccionarse de modo que el diseño sea rotable, lo que dependerá del número de puntos

(0,-α,0) (-1,1,1)

(-1,-1,1) (1,-1,1)

(1,1,1)

(-1,-1,-1)

(-1,1,-1)

(1,-1,-1)

(1,1,-1)

(0,α,0)

(0,0,-α)

(0,0,α)

(-α,0,0) (α,0,0) (0,0,0)

x3

x2

x1

Figura 1. Diseño central compuesto para k = 3

ANEXO II

324

de la parte factorial del diseño. De manera general, su valor se calcula como α = (nf)1/4,

siendo nf el número de puntos de la porción factorial del diseño.

Una vez efectuados los distintos experimentos se analizan los resultados

obtenidos mediante la metodología de superficies de respuesta, la cual consiste en un

conjunto de técnicas matemáticas y estadísicas que permite obtener las condiciones de

cada una de las variables que optimizan la respuesta del sistema. El resultado final es

una ecuación de ajuste en la que se relaciona la respuesta del sistema con el conjunto de

variables que tienen influencia sobre el mismo. En ésta, quedarán representadas todas

las variaciones de cada una de las variables así como sus posibles interacciones.

En un modelo cuadrático en el que además se consideren las posibles

interacciones entre las variables, la respuesta podrá representarse mediante la siguiente

expresión:

∑ ∑ ∑∑= =

β+β+β+β=k

1i

k

1i i jjiij

2iiiii0 xxˆxˆxˆˆy

en la que los diferentes βi son los parámetros de ajuste de la ecuación y las xi

indican las variables o factores estudiados.

Habitualmente, cuando se realiza un proceso de optimización, suelen buscarse

las condiciones más adecuadas de cada una de las variables que hacen que la respuesta

sea máxima. En otras palabras, se desea determinar los niveles de cada una de las

variables que maximizan la respuesta. En tal caso, el máximo de esta función, si existe,

será el conjunto de variables (x1, x2,…..,xk) que hace que las derivadas parciales de cada

una de ellas sea cero. Al punto así obtenido se le denomina Punto Estacionario, el cual

puede representar:

1. Un punto de respuesta máxima.

2. Un punto de respuesta mínima.

3. Un punto silla.

Tras obtener las coordenadas del punto estacionario, se representa la superficie

de respuesta obtenida, la cual proporciona la información adicional necesaria para

DISEÑO DE EXPERIMENTOS

325

determinar el tipo de respuesta que representa dicho punto. Así, si la superficie de

respuesta presenta forma parabólica abierta hacia abajo, el punto estacionario se

corresponderá con el máximo de la figura e indicará las condiciones que maximizan la

respuesta. Si, por el contrario, la parábola está abierta hacia arriba, entonces el punto

estacionario representará un mínimo. Por último, si la superficie de respuesta no

presenta forma parabólica, el punto estacionario se corresponderá con un punto silla.

Esta misma información puede obtenerse analizando los distintos coeficientes (βi) de la

ecuación de ajuste. Así, el punto estacionario se corresponderá con un máximo cuando

los valores de los coeficientes de los términos cuadráticos sean de igual magnitud y de

signo negativo. Si éstos son positivos, estaremos ante el caso de que el punto

estacionario representa un mínimo y, por último, si tienen signos diferentes el punto

estacionario es un punto silla.

 

ANEXO III . REACTIVOS, DISOLUCIONES Y APARATOS

ANEXO III

328

1. REACTIVOS

Los reactivos utilizados en el presente trabajo se indican a continuación

ordenados alfabéticamente:

- Acetato de amonio (NH4CH3COO) P.A. Merck, Alemania.

- Acetato de sodio (NaCH3COO) P.A. Merck, Alemania.

- Ácido acético glacial (CH3COOH, 100%) P.A. Merck, Alemania.

- Ácido bórico (H3BO3) P.A. Merck, Alemania.

- Ácido clorhídrico (HCl, 37% fumante) P.A. Merck, Alemania.

- Ácido nítrico (HNO3, 65%) P.A. Merck, Alemania.

- Ácido perclórico (HClO4, 60%) P.A. Merck, Alemania.

- Ácido sulfúrico (H2SO4, 98%) P.A. Merck, Alemania.

- Agua desionizada.

- Aliquat 336 (Cloruro de metiltrioctilamonio). Fluka, Suiza.

- Benzoílhidracida (C6H5CONHNH2, 98%) Ega-Chemie, Alemania.

- Bicarbonato de sodio (NaHCO3) P.A. Merck, Alemania.

- Bis-2-etilhexilhidrógeno fosfato (C16H35O4P, 97%) Sigma-Aldrich, Alemania.

- Bromuro de potasio (KBr) P.A. Merck, Alemania.

- 1,2-Ciclohexanodiona (C6H8O2) P. Síntesis Merck, Alemania.

- Citrato de sodio dihidratado (Na3C6H5O7 · 2 H2O) P.A. Merck, Alemania.

- Cloruro de amonio (NH4Cl) P.A. Merck, Alemania.

- Cloruro de calcio dihidratado (CaCl2 · 2 H2O) P.A. Merck, Alemania.

- Cloruro de estroncio hexahidratado (SrCl2 · 6 H2O) P.A. Merck, Alemania.

- Cloruro de magnesio hexahidratado (MgCl2 · 6 H2O) P.A. Merck, Alemania.

- Cloruro de potasio (KCl) P.A. Merck, Alemania.

- Cloruro de sodio (NaCl) P.A. Merck, Alemania.

- Di-2-piridil cetona (C11H8O) Ega Chemie, Alemania.

- Dodecano (C12H26, 95%). Fluka, Suiza.

- Dodecanol (C12H26O, 97%). Fluka, Suiza.

- Etanol absoluto (CH3CH2OH, 96%) P.A. Merck, Alemania.

- Fluoruro de amonio (NH4F) P.A. Merck, Alemania.

Reactivos, disoluciones y aparatos

329

- Fluoruro de sodio (NaF) P.A. Merck, Alemania.

- Fosfato ácido de potasio (KH2PO4) P.A. Merck, Alemania.

- Fosfato ácido de sodio (Na2HPO4) P.A. Merck, Alemania.

- Heptamolibdato de amonio tetrahidratado ((NH4)6Mo7O24 · 4H2O) P.A. Merck,

Alemania.

- Hidróxido amónico (NH4OH, 25%) P.A. Merck, Alemania.

- Keroseno Purum Fluka, Suiza.

- Nitrato de amonio (NH4NO3) P.A. Merck, Alemania.

- Nitrato de potasio (KNO3) P.A. Merck, Alemania.

- Nitrato de sodio (NaNO3) P.A. Merck, Alemania.

- Nitrito de sodio (NaNO2) P.A. Merck, Alemania.

- Oxalato de amonio hidratado ((NH4)2C2O4 · H2O) P.A. Merck, Alemania.

- Perclorato de sodio (NaClO4) P.A. Merck, Alemania.

- Sulfato de amonio ((NH4)2SO4) P.A. Merck, Alemania.

- Sulfato de potasio (K2SO4) P.A. Merck, Alemania.

- Sulfato de sodio (Na2SO4) P.A. Merck, Alemania.

- Tartrato de antimonio y potasio hemihidratado (C4H4O7KSb · ½ H2O) P.A. Merck,

Alemania.

- Tolueno (C6H5CH3) P.A. Merck, Alemania.

- Yoduro de potasio (KI) P.A. Merck, Alemania.

- Patrón de 1g·L-1 Merck Titrisol, Alemania de:

- Aluminio (III) (AlCl 3 en H2O).

- Antimonio (III) (SbCl3 en HCl del 24%).

- Arsénico (V) (As2O5 en H2O).

- Bario (II) (BaCl2 en HNO3 0,5 M).

- Berilio (II) (BeCl2 en HCl 1M).

- Bismuto (III) (Bi(NO3)3 en HNO3 0,5 M).

- Cadmio (II) (Cd(NO3)2 en HNO3 0,5 M).

- Calcio (II) (CaCl2 en HCl del 6,5%).

- Cinc (II) (ZnCl2 en HCl del 0,06%).

- Cobalto (II) (CoCl2 en H2O).

ANEXO III

330

- Cobre (II) (Cu(NO3)2 en HNO3 0,5 M).

- Cromo (III) (CrCl3 en HCl del 4,2%).

- Estaño (II) (SnCl2 en HCl 5 M).

- Estroncio (II) (SrCl2 en HCl del 7%).

- Hierro (III) (Fe(NO3)3 en HNO3 0,5 M).

- Magnesio (II) (MgCl2 en HCl del 6%).

- Manganeso (II) (Mn(NO3)2 en HNO3 0,5 M).

- Mercurio (II) (Hg(NO3)2 en HNO3 0,5 M).

- Molibdeno (VI) ((NH4)6Mo7O24 · 4 H2O en NH4OH del 0,7%).

- Níquel (II) (Ni(NO3)2 en HNO3 0,5 M).

- Plata (I) (AgNO3 en HNO3 del 5%).

- Plomo (II) (Pb(NO3)2 en HNO3 0,5 M).

- Selenio (IV) (SeO2 en HNO3 del 6,3%).

- Silicio (IV) (SiCl4 en NaOH 5 M).

- Titanio (IV) (TiCl4 en HCl 5 M).

- Vanadio (IV) (VOSO4·5 H2O en H2SO4 al 8,6%).

- Vanadio (V) (NH4VO3 en HNO3 0,5 mol·L-1).

2. DISOLUCIONES

A continuación se indican las diferentes disoluciones utilizadas en el presente

trabajo ordenadas en función de los diferentes capítulos en los que se ha estructurado

esta memoria. Algunas de ellas se han empleado en varios por lo que tan sólo se

mencionarán en el primer capítulo en el que se utilizaron.

Capítulo 2

Disolución dPKBH 0,4% (m/v). Se pesan 0,100 g del reactivo sintetizado y se

disuelven en 25 mL de etanol. Por dilución de ésta se preparan las distintas disoluciones

de reactivo necesarias.

Reactivos, disoluciones y aparatos

331

Disolución Reguladora de Fosfatos 0,333 mol·L-1. Para preparar esta disolución se

pesan 4,630 g de Na2HPO4 y se disuelven en unos 80 mL de agua bidestilada. A

continuación se pesan 0,125 g de KH2PO4 y se disuelven en la disolución anterior. Por

último, se enrasa a 100 mL con agua bidestilada. El pH de esta disolución es 8,3.

Disolución Reguladora de Fosfatos 0,5 mol·L-1. Para preparar esta disolución se pesan

6,815 g de KH2PO4 y se disuelven en unos 80 mL de agua bidestilada. A continuación

se añade NaOH para ajustar el pH a 6. Por último, se enrasa a 100 mL, quedando el pH

final de esta disolución en 6,1.

Disolución Reguladora Hac/NaAc 0,2 mol·L-1. Para preparar esta disolución se pesa la

cantidad necesaria de acetato sódico anhidro, NaCH3COO, y se disuelve en un poco de

agua desionizada. A continuación se adiciona el volumen adecuado de ácido acético

glacial, CH3COOH, y se disuelve en la disolución anterior. Por último, se enrasa con

agua desionizada. El pH de esta disolución es 4,7.

Capítulo 3

Disolución Reactivo FIA. Esta disolución se utilizó para llevar a cabo la puesta a punto

del método de determinación de vanadio en continuo (FIA). Para ello, se pesan 0,106 g

del reactivo sintetizado (dPKBH) y se disuelven en 25 mL de etanol. A continuación se

adicionan 250 mL de la disolución reguladora de acético/acetato 0,2 mol·L-1 y se enrasa

con agua bidestilada hasta 500 mL. La concentración final de esta disolución es 7,0·10-4

mol·L-1 en dPKBH con un 5% de etanol y 0,1 mol·L-1 de tampón.

Disolución de Aliquat 336. Se pesa la cantidad necesaria de este reactivo y se disuelve

en dodecano añadiendo dodecanol para facilitar la completa disolución. Por último se

enrasa al volumen adecuado con dodecano.

Disolución de NH4OH 0,1 mol·L-1 en NaNO3 0,6 mol·L-1. Para preparar 100 mL de

esta disolución, se pesan 5,110 g de nitrato de sodio y se disuelven en un poco de agua

ANEXO III

332

desionizada. A continuación se añaden 752 µL de hidróxido amónico concentrado y se

enrasa hasta 100 mL. Para obtener estas disoluciones a diferentes valores de pH, antes

del enrase se adicionaban los volúmenes adecuados de ácido nítrico o hidróxido sódico.

Disolución de 1 mg·L-1 V(IV) en acetato sódico 0,1 mol·L-1 y 35 g·L-1 NaCl. Se pesan

0,82 g de acetato sódico y 3,5 g de cloruro sódico y se disuelven en un poco de agua

desionizada. A continuación se añaden 1 mL del patrón de 100 mg·L-1 de V(IV) y 60 µL

de ácido acético concentrado y se enrasa a 100 mL con agua desionizada. Para obtener

estas disoluciones con valores diferentes de pH se adicionan alícuotas de ácido nítrico o

hidróxido sódico antes del enrase.

Capítulo 4

Disolución Reactivo FIA (1). Esta disolución se utilizó para llevar a cabo la puesta a

punto del método de determinación de cobre en continuo (FIA). Para ello, se pesan

0,050 g del reactivo sintetizado y se disuelven en 50 mL de etanol. A continuación se

adicionan 25 mL de la disolución reguladora de fosfatos 0,333 mol·L-1 y se enrasa con

agua desionizada hasta 500 mL. La concentración final de dPKBH es 3,3·10-4 mol·L-1

con un 10% de etanol y la de tampón fosfatos 1,67·10-2 mol·L-1.

Disolución Reactivo FIA (2). Esta disolución se empleó para aplicar el método de

determinación de cobre en continuo acoplado al sistema de membrana líquida de

volumen. Para prepararla se pesan 0,050 g del reactivo sintetizado y se disuelven en 50

mL de etanol. A continuación se adicionan 250 mL de la disolución reguladora

NH4OH/NH4Cl 3 mol·L-1 enrasando por último a 500 mL con agua desionizada. La

concentración final en el matraz es 3,3·10-4 mol·L-1 dPKBH con un 10 % de etanol y 1,5

mol·L-1 de NH4OH/NH4Cl.

Disolución 1,2-CHBBH 2,57 mmol·L-1. Se pesan 0,089 g del reactivo sintetizado y se

disuelven en 2 mL de dimetilformamida (DMF) enrasando a 100 mL con tolueno. Por

dilución de ésta se preparan las distintas disoluciones de reactivo necesarias.

Reactivos, disoluciones y aparatos

333

Disolución Reguladora NH4OH/NH 4Cl 3 mol·L-1. Para preparar esta disolución se

pesan 22,786 g de cloruro amónico y se disuelven en unos 200 mL de agua desionizada.

A continuación se adicionan 25 mL de hidróxido amónico concentrado (25%) y se

enrasa a 250 mL con agua desionizada.

Disolución de ácido nítrico 2,13 mol·L-1. Esta disolución se prepara diluyendo 34,7

mL de ácido nítrico concentrado (Merck, 65%) en agua desionizada hasta enrase a 250

mL.

3. APARATOS

- Espectrofotómetro UV/Vis PU 8750, Phillips (Holanda).

- Espectrómetro de Absorción Atómica Solaar M, Thermo Elemental (Gran

Bretaña).

- Espectrómetro de Plasma Acoplado Inductivamente, Iris Intrepid, Thermo (Gran

Bretaña).

- Polarógrafo, Procesador para análisis de trazas 746 VA y conjunto de electrodos

747 VA, Metröhm (Suiza).

- Bomba peristáltica Minipuls 3, Gilson (Francia).

- Tubos de Tygon para bomba peristáltica de d.i. = 1,14 y 1,42 mm, Elkay

(EE.UU.).

- Válvula de inyección modelo 50, Rheodyne Inc. (EE.UU.)

- Cubeta de cuarzo de 10 mm de paso de luz, Hellma, Mulheim (Alemania).

- Cubeta FIA de 10 mm de paso de luz, Hellma, Mulheim (Alemania).

- pH-metro modelo 2001 con electrodo combinado Ag/AgCl, Crison (España).

- Agitador magnético modelo Agimatic S, Selecta (España).

- Agitador magnético y calentador modelo Agimatic N, Selecta (España).

- Baño de ultrasonidos modelo Ultrasons, Selecta (España).

- Agitador de balanceo Heidolph Promax 2020.